GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS, EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS

GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS,

EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS

DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS

NIGP – Núcleo de Investigação em Geografia e Planeamento

Universidade do Minho

2013

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António Bento Gonçalves e António Vieira (Eds.)

Universidade do MinhoNúcleo de Investigação em Geografia e Planeamento


GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS, EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS

NIGP – Núcleo de Investigação em Geografia e Planeamento Universidade do Minho

2013

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Titulo: Grandes incêndios florestais, erosão, degradação e medidas de recuperação dos solos

Editores:

António Bento Gonçalves e António Vieira

Autores: Adélia Nunes, Anabela Queirós, António Bento-Gonçalves, Antonio J.D. Ferreira, Antonio Jordán, António Pedrosa, Antonio Velasco, António Vieira, A. Arellano, A. Barreiro, A. Lombao, A. Martín, A. Merino, Artemi B. Cerdà, Bruno Martins, C. O. A. Coelho, C. Fernández, Diana C.S. Vieira, Elina Baptista, E. Benito, Fantina Tedim, Felícia Fonseca, Fernando Félix, Fernando M. Granja Martins, Flora Ferreira-Leite, Helena Fernandez, Hugo Torrinha, Jesús San-Miguel Ayanz, Joana Gonçalves, João Martins, J. A. Vega, José Miguel Cardoso Pereira, J. J. Keizer, Lee MacDonald, Lorena M. Zavala, Luciano Lourenço, Maria Gouveia, Messias Mira, Micaela Leite, M. Díaz-Raviña, M. C. Malvar, M. A. S. Martins, M. T. Fontúrbel, Nuno Simões, Paulo Dias, Reyes de Celis, Ruben Remelgado, Salete Carvalho, Sandra Oliveira, Sofia Bernardino, Sofia Fernandes, S. González-Prieto, S. A. Prats, Tomás de Figueiredo, T. Carballas, Xavier Úbeda.

ISBN:

978-989-97214-2-5

Ano de Edição: 2013

Edição:

NIGP – Núcleo de Investigação em Geografia e Planeamento da Universidade do Minho RISCOS – Associação Portuguesa de Riscos, Prevenção e Segurança

CEGOT – Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território

Reservados todos os direitos.

Os textos apresentados são da exclusiva responsabilidade dos respectivos autores.

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ÍNDICE PREFÁCIO 5 PARTE I - GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS 7 Xavier Úbeda; Antonio Velasco Incendios forestales. Herramientas de gestión y prevención 9 Flora Ferreira-Leite; António Bento-Gonçalves; Luciano Lourenço; Xavier Úbeda; António Vieira Mega-incêndios em Portugal Continental (?) – o caso do incêndio de Picões (Bragança) 19 Paulo Dias Grandes incêndios florestais – caso particular dos grandes incêndios de Rio Caldo/Bouça da Mó 37 Sofia Bernardino; Luciano Lourenço; Joana Gonçalves Incêndios Florestais e Risco de Ignição nos Distritos de Coimbra e Castelo Branco, entre 1981 e 2010 45 Fernando Félix; Luciano Lourenço A importância da sinuosidade rodoviária na eficácia do ataque inicial aos incêndios florestais em áreas montanha. O caso particular da Serra da Lousã 63 Fantina Tedim; Ruben Remelgado; João Martins; Salete Carvalho Os grandes incêndios florestais em Portugal desafios para a gestão do risco 75 Hugo Torrinha; António Bento-Gonçalves Avaliação e gestão do risco de incêndio florestal, no concelho de Guimarães 87 Sandra Oliveira; Luciano Lourenço; José Miguel Cardoso Pereira; Jesús San-Miguel Ayanz A ocorrência de incêndios florestais nos países do Sul da Europa. Distribuição espacial, factores estruturais e influência dos grandes incêndios 99 Maria Gouveia; Luciano Lourenço Simulação de um incêndio florestal, a que se seguiu precipitação intensa, com consequente inundação 111 Sandra Oliveira; Luciano Lourenço; António Vieira; Adélia Nunes; António Bento-Gonçalves A utilização de dados de satélite no apoio à prevenção e à recuperação pós-incêndios. O exemplo do PREFER na Europa Mediterrânea 121 Messias Mira; Luciano Lourenço Os incêndios florestais em Portugal têm solução 131 PARTE II - EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS 143 Reyes de Celis; Antonio Jordán; Lorena M. Zavala Efectos del fuego en las propiedades biológicas, físicas y químicas del suelo 145 Adélia Nunes; Luciano Lourenço Processos hidrogeomorfológicos intensos na sequência de incêndios florestais em Portugal: análise de estudos de caso 161

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J.A. Vega; T. Fontúrbel; C. Fernández; A. Arellano; M. Díaz-Raviña; T. Carballas; A. Martín; S. González-Prieto; A. Merino; E. Benito Actividades de emergencia para el control de la erosión post-incendio en Galicia (NO Península Ibérica) 181 António Bento-Gonçalves; António Vieira; Flora Ferreira Leite Erosão dos solos após incêndios florestais: avaliação de medidas de mitigação aplicadas em vertentes e em canais, no NW de Portugal 187 Bruno Martins; António Pedrosa Os incêndios florestais na alteração do uso e ocupação do solo e a sua relação com a análise da susceptibilidade de ravinamentos: exemplos no norte de Portugal 207 Elina Baptista; Nuno Simões; Fernando M. Granja Martins; Helena Fernandez; Antonio Jordán; Lorena M. Zavalla Evolução do coberto vegetal em cenário pós incêndio caso de estudo – Tavira – São Brás de Alportel 2012 (portugal) 219 Micaela Leite, Felícia Fonseca, Tomás Figueiredo Propriedades físicas e químicas do solo em áreas de montanha sob coberto de matos: efeito do fogo 227 Sofia Fernandes; Sofia Bernardino; Luciano Lourenço Erosão dos solos e medidas de recuperação anteriores aos grandes incêndios florestais, na área confinante das bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto 237 S. A. Prats; M. A. S. Martins; M. C. Malvar; Diana C.S. Vieira; C. O. A. Coelho; Artemi B. Cerdà; Lee MacDonald; Antonio J.D. Ferreira; J. J. Keizer Aplicação de “mulch” após fogo: um método efectivo para a redução da escorrência e da erosão 255 Tomás de Figueiredo; Felícia Fonseca; Anabela Queirós Efeitos do fogo na erosão do solo em áreas de matos: resultados de um ano de ensaio no parque natural de montesinho 267 A. Barreiro; A. Lombao; A. Martín; T. Carballas; M. T. Fontúrbel; J. A. Vega; C. Fernández; M. Díaz-Raviña Implementation of techniques to control post-fire erosion in Galicia (NW Iberian Peninsula): effects on soil quality 279 A. Lombao; A. Barreiro; A. Martín; T. Carballas; M. T. Fontúrbel; J. A. Veja; C. Fernández; M. Díaz-Raviña Implementation of techniques to control post-fire erosion in Galicia (NW Iberian Peninsula): effects on microbial community 285 Elina Baptista; Nuno Simões; Fernando M. Granja Martins; Helena Fernandez; Antonio Jordán; Lorena M. Zavalla Chove e não trás guarda-chuva, erosão hídrica pós incêndio – caso de estudo incêndio Tavira - São Brás de Alportel - Julho de 2012 291

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PREFÁCIO

Dando continuidade às seis edições anteriores, o NIGP (Núcleo de Investigação em Geografia e Planeamento da Universidade do Minho) em colaboração com a RISCOS (Associação Portuguesa de Riscos, Prevenção e Segurança) e com o CEGOT (Centro de Estudos em Geografia e Planeamento) e contando com o apoio da GeoPlanUM (Associação de Estudantes de Geografia e Planeamento da Universidade do Minho), organizou a sétima edição dos Encontros de Geografia Física e Ambiente subordinado ao tema "Grandes incêndios florestais, erosão, degradação e medidas de recuperação dos solos".

O evento decorreu nos dias 10 e 11 de Outubro, em Guimarães, na sede da ACIG (Associação Comercial e Industrial de Guimarães), tendo o primeiro dia sido dedicado à temática dos "Grandes Incêndios Florestais" e o segundo à "Erosão e Medidas de Recuperação de Solos após Incêndios".

O presente livro, com capítulos em português, espanhol e inglês, é o resultado do contributo dos mais de 20 cientistas de Espanha (Universidades de Barcelona, Vigo, Santiago de Compostela e Sevilha) e dos cerca de 30 cientistas e técnicos de Portugal, em representação de muitas Universidades e Institutos Politécnicos nacionais, bem como de diversas instituições publicas nacionais, que apresentaram Conferências, Comunicações Orais e Posters no VII EGFA.

No total, o livro apresenta 24 capítulos, divididos em duas partes, sendo que a primeira parte, (Grandes Incêndios Florestais) é composta por 11 e a segunda (Erosão, Degradação e Medidas de Recuperação dos Solos) por 13 capítulos, que no seu conjunto cobrem aspetos tão variados como a prevenção, as ferramentas de gestão, os fatores de risco, as causas e as consequências, metodologias de mitigação, técnicas e tecnologias, perspetivas históricas, casos de estudo recentes, entre outros.

Trata-se de um livro que, sem ser exaustivo, apresenta o estado do conhecimento atual no âmbito dos grandes incêndios florestais e da erosão, degradação e medidas de recuperação de solos após incêndios, em Portugal e Espanha, pelo que se constitui como um importante contributo, em termos científicos e técnicos, para a defesa da floresta contra incêndios e para a proteção e recuperação dos solos percorridos por incêndios.

António Bento-Gonçalves e António Vieira

Grandes Incêndios Florestais, Erosão, Degradação e Medidas de Recuperação dos Solos

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PARTE I

GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS


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INCENDIOS FORESTALES. HERRAMIENTAS DE GESTIÓN Y PREVENCIÓN

Xavier Úbeda GRAM (Grup de Recerca Ambiental Mediterrània). Departament de Geografia Física i AGR.

Universitat de Barcelona [email protected]

Antonio Velasco

GRAM (Grup de Recerca Ambiental Mediterrània). Departament de Geografia Física i AGR. Universitat de Barcelona

RESUMEN En este artículo se hace una revisión de la importancia que ha tenido el fuego en los ecosistemas y más concretamente en el ecosistema mediterráneo. El fuego forma parte de la evolución de los bosques, de una manera general, de la vegetación, el suelo, y de las interrelaciones entre los diferentes elementos. Se hace una visión más cercana de cómo son los fuegos en el mediterráneo. También se hace hincapié en cómo las sociedades han tendido hacia un modelo muy urbano y cómo las áreas forestales han ido aumentando debido al abandono de las prácticas silvícolas y agrarias. También destacamos cómo son estos incendios en Cataluña y que evolución han tenido. Este nuevo escenario es muy propicio para la propagación de grandes incendios forestales y el fuego, en lugar de ser un elemento más de los ecosistemas, se convierte en un peligro. La investigación y la prevención son claves para poder abordar el problema y se muestran dos tipos de gestiones destinadas a incidir en los regímenes de fuego potencialmente dañinos, la gestión del bosque y las quemas prescritas.

Palabras-clave: Incendios forestales; Herramientas de gestión; Prevención.

WILDLAND FIRES. TOOLS FOR MANAGEMENT AND PREVENTION

ABSTRACT This article is a review of the significant role played by fire in ecosystems and especially in the Mediterranean ecosystem. The fire is part of the evolution of the forest, in a general way, vegetation, soil, and all the interrelationships between the different elements. It is also a brief view of how are the fires in the Mediterranean. It also emphasizes how societies have tended towards a very urban and how forest areas have been increasing due to the abandonment of agricultural and forestry practices. We also highlight how these fires are in Catalonia and evolution that they have had. This new setting is able to the spread of large wildfires and fire, instead of being an element of ecosystems, it becomes a hazard. Research and prevention are the key to addressing the problem and the paper shows two types of efforts designed to fight against fire regimes potentially harmful, forest management and prescribed burning.

Key-words: Forest fires; Management tools; Prevention.


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1. EL FUEGO Y LOS INCENDIOS

El fuego es un elemento natural de los ecosistemas terrestres que ha acompañado al ser humano a lo largo de su historia. Aunque escasas, hay pruebas de la existencia del fuego desde el Silúrico (400 Ma), y durante los últimos 350 millones de años se han venido produciendo incendios en la Tierra de forma reiterada. Por tanto, la colonización de los continentes por la vegetación vino acompañada de la aparición de los incendios en todos ellos (Scott, 2009).

El fuego es un agente básico en los procesos de sedimentación y debe ser entendido sobre todo como uno de los procesos planetarios clave, junto con el clima, que ha condicionado la evolución y la dispersión de plantas y el desarrollo de los biomas, la formación de suelos y los ciclos hidrológico y erosivo durante el Terciario (Mataix-Solera y Cerdá, 2009). El fuego condiciona la formación de los suelos al modificar el ciclo de los nutrientes (Raison, 1979), sus propiedades físicas y químicas (Úbeda y Outeiro, 2009) y los procesos microbiológicos (Mataix-Solera et al., 2009). Estas alteraciones se traducen en cambios en la química atmosférica al modificarse el intercambio de gases, alteraciones en la calidad y cantidad de las aguas que fluyen a través de los suelos y, con ello, en los procesos y formas terrestres (Mataix -Solera y Cerdá, 2009).

Así, sin fuego, los ecosistemas terrestres serían otros (Bond y Keeley, 2005). El estado actual de estos se debe a la selección y adaptación a los cambios climáticos que ha habido a lo largo del Terciario ya la acción selectiva de los incendios forestales. Estos incendios eran causados por agentes naturales. En cambio, durante el Neolítico, el hombre se convierte en agricultor y, por tanto, necesita zonas de cultivo. Para obtenerlas, utilizó el método de la deforestación utilizando el fuego como herramienta más o menos controlada.

Aunque se trata de un elemento natural y ecológico, la influencia humana en la frecuencia del fuego y en la modificación de los patrones de vegetación ha dado lugar a un problema ambiental en algunas zonas durante las últimas cinco décadas (Mataix-Solera y Cerdá, 2009). El fuego fue una herramienta muy utilizada para eliminar residuos, controlar plagas o eliminar el bosque y generar de esta manera campos de cultivo y zonas de pasto. De hecho, esta técnica se sigue utilizando en algunos países. Actualmente, sin embargo, la industrialización de las sociedades modernas y la utilización de combustibles fósiles han provocado una reducción notable del uso de biomasa, además, del abandono de una gran cantidad de zonas rurales debido a las migraciones de la gente del campo hacia las ciudades. Esto provocó que la agricultura quedara, en muchos casos, abandonada (Naredo, 2004). Este proceso se dio de forma bastante ordenada en el norte de Europa pero, en cambio, en países mediterráneos como España, este fenómeno fue muy súbdito y sin planificación. En los años sesenta y setenta, con este abandono del campo, la recuperación vegetal fue suficiente para favorecer los grandes incendios de finales de los años setenta, que fueron recurrentes durante las siguientes décadas. Esta situación en la que nos encontramos actualmente, ha dado lugar a que el fuego, antes aliado y herramienta, se haya transformado ahora en un problema medioambiental serio. Es importante mencionar que el fuego ha creado toda una problemática a su alrededor. Una parte importante de la población piensa que el fuego debe ser erradicado pero, como ya se ha mencionado, este es un fenómeno ecológico natural más antiguo que el propio ser humano e inherente al sistema Tierra. Esta pretende ser nuestra premisa básica. Hay científicos que ven en el fuego una oportunidad para estudiar la evolución de los biomas terrestres. Y es que el fuego, al mostrar los efectos de una alteración súbita y la posterior recuperación, permite conocer la dinámica de los ecosistemas terrestres. El rejuvenecimiento que supone un incendio permite que se produzcan cambios que podemos cuantificar y, a partir de su análisis, conocer la evolución post-incendio y deducir el funcionamiento del ecosistema en general y del suelo en particular (Mataix-Solera y Cerdá, 2009) .Por desgracia, el fuego se ha convertido en un factor de origen antrópico ya que se sucede con una frecuencia e intensidad muy superiores que cuando era de origen natural. Esto ha provocado resultados adversos en nuestros ecosistemas. Los efectos directos sobre la biogeocenosi pueden ser importantes. También hay efectos indirectos como la erosión, que pueden llegar a ser catastróficos y, en ciertas zonas, pueden producir o acelerar la desertificación (Rubio, 1989).

Sin embargo, los incendios forestales no son siempre catastróficos ni mucho menos. En algunos casos sólo provocan leves cremas de las partes aéreas de la vegetación produciendo una


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fertilización del suelo debido a las cenizas. Algunos autores han visto que los ciclos naturales de incendios de escasa severidad ayudan a mejorar la productividad de los ecosistemas para la deposición de materia orgánica y cenizas, y la posterior liberación de nutrientes que éstos provocan (Cromer, 1967). Las cenizas suelen presentar altas concentraciones de nutrientes. La supresión del fuego, en cambio, lleva a la inmovilización biológica de ciertos nutrientes (especialmente nitrógeno), limitando la productividad y funcionamiento habitual del ecosistema (Kilgore, 1981).

En otros casos los incendios son tan graves que llegan a provocar daños muy importantes en el ecosistema, debido a su severidad sobre la vegetación y el suelo (Pritchett y Fisher, 1987). 2. EL FUEGO EN EL MEDITERRÁNEO

La configuración de los ecosistemas está causada principalmente por la acción del fuego además de por motivos climáticos (Bond et al, 2004; Bodí et al., 2008). La manifestación repetida de incendios propicia un ecosistema diferente al esperado según la situación climática en la que se encuentra. El fuego es, pues, un factor ecológico esencial para la distribución de los biomas de la Tierra.

El fuego ha estado presente en el Mediterráneo como fenómeno natural mucho antes de que el hombre existiera, ya fueran provocados por rayos en tormentas eléctricas o por erupciones volcánicas (Naveh, 1975). De hecho, los incendios fueron durante el Plioceno uno de los factores que contribuyeron a configurar, junto con el clima, la vegetación mediterránea (Bond y Keeley, 2005; Mataix -Solera y Guerrero, 2007).

Los ecosistemas mediterráneos poseen un clima de transición entre el régimen templado oceánico y el tropical seco. La característica más relevante de éstos es la coincidencia de la época seca con la cálida. En verano, el Mediterráneo se encuentra bajo la influencia de los anticiclones subtropicales secos, que se retiran en invierno hacia latitudes más bajas dejando paso a las borrascas atlánticas de las latitudes templadas. Esta peculiaridad propicia que los ecosistemas sean susceptibles a los incendios forestales con una vegetación seca en verano, que junto a su naturaleza inflamable favorece la aparición y expansión de los incendios (Naveh, 1991; Arianoutsou et al., 1993). La época de lluvias que suele llegar después de la estación seca puede erosionar grandes cantidades de suelo, suelo de mayor fragilidad si ha sufrido la combustión de su materia orgánica, además del lavado de nutrientes (Mataix-Solera y Cerdá, 2009).

Con la aparición de las sociedades de cazadores-recolectores se utiliza el fuego para abrir claros en los bosques y crear zonas accesibles, favorecer la producción de ciertos alimentos y propiciar mejores zonas de caza (Naveh, 1991). El mayor impacto del uso del fuego, sin embargo, se produjo durante el Neolítico, el hombre se convierte en agricultor y ganadero, y necesita amplias zonas para pastos y cultivos que alcanza al deforestar mediante el fuego. Estos incendios controlados han seguido practicando hasta los años 60 en España y en la Europa Mediterránea también con otros fines: controlar plagas y malas hierbas, fertilizar con cenizas, mejorar pastos y modificar el bosque (Naveh, 1974; Dupré, 1983; Carcaillet et al., 2002).

Pero en los años 60, la industrialización y el éxodo rural dieron lugar al abandono de los campos de zonas de montaña y contribuyeron a un incremento de la cubierta forestal, que continúa hoy día (tabla 1). En la actualidad, estas zonas no tienen casi explotación ni se obtiene beneficio directo, ni siquiera para la gente que todavía reside en las zonas rurales, ya que nuevas normas y leyes restringen las talas, zonas de pastoreo y caza (Molinero et al., 2008). A este cambio de usos del suelo y al incremento del riesgo de incendios forestales han contribuido también las repoblaciones de pinares y el aumento de nuevas zonas residenciales (Pausas et al., 2008; Vallejo et al., 2009).

Las consecuencias han sido un aumento de los incendios forestales desde los años 70 en aquellos momentos en que se dan las condiciones climáticas favorables. El fuego ocurre con mayor frecuencia y, aunque los ecosistemas mediterráneos son capaces de convivir con él, este cambio de régimen puede provocar efectos adversos (Bodí et al., 2012).


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Tabla I. Evolución de superfície forestal (Ha) por Comunidad Autónoma. Comunidad Autónoma Sup. Arbolada (1975) Sup. Arbolada (1996) Sup. Arbolada (2009)

Aragón 950 1186 1578

Andalucia 1822 2282 2656

Asturias 363 368 451

Baleares 107 122 186

C. Valenciana 408 628 754

Canarias 97 105 134

Cantabria 173 166 214

Castilla la Mancha 1440 1851 2740

Castilla y León 1886 2119 2982

Catalunya 1164 1394 1626

Extremadura 1226 1458 1921

Galicia 1129 1045 1405

La Rioja 93 129 170

Madrid 157 195 270

Murcia 118 269 316

Navarra 304 372 463

País Vasco 353 390 398

TOTAL 11792 14080 18265 Fuente: IFN1 / IFN2 / IFN3

3. LOS INCENDIOS EN CATALUÑA

Como hemos dicho, en la transición económica de los años sesenta y setenta, el riesgo de inicio de incendio en las zonas rurales aumentó mucho por la acumulación progresiva de combustible que la población rural dejó de extraer como fuente energética. Inconscientemente, estas personas estaban cuidando el bosque y protegiéndolo contra los incendios. La consecuencia de los cambios de usos ha sido un aumento de la combustibilidad y de la biomasa presente en la montaña, y por tanto un incremento en el número de incendios (Mataix-Solera y Cerdà, 2009).

Como es natural pensar, no todas las regiones registran la misma cantidad de incendios forestales. Si hablamos de Europa, son los países del sur del continente los más afectados por los incendios. En 1997, por ejemplo, más del 50% de las zonas quemadas en Europa se produjeron en la Península Ibérica.

Este es el caso de España y, más concretamente, de Cataluña. El éxodo rural que sufrió la región catalana ha propiciado la colonización de tierras por matorrales y pinares, entre otros. Aparte del abandono del campo, hay otros problemas como la creación de núcleos habitados en zonas rurales poco cuidadas, donde el fuego puede ocasionar problemas a estos habitantes o el problema creciente del Cambio Climático, que puede llevar, en un futuro, más incendios .

En la figura 1 se puede ver la evolución del número de incendios y de hectáreas quemadas desde 1970 hasta la actualidad. La situación de grandes incendios durante los años 90 en Cataluña llevó a la creación, en 1999, del Grupo de Apoyo a Actuaciones Forestales (GRAF) de la Generalidad de Cataluña. Este grupo, además de actividades relacionadas con la gestión del bosque y la seguridad de personas y bienes, se dedica a las quemas prescritas o controladas. Estas cremas tienen como finalidad la eliminación de combustible , ya que podría presentar peligros en caso de un incendio forestal , crear una estructura de bosque óptima para la extinción de posibles incendios o regular la estructura de la vegetación para su explotación útil (Úbeda y Outeiro, 2007). El número de grandes incendios, pues, ha disminuido notablemente aunque cada año, nuevos incendios aparecen en los bosques catalanes y una parte de ellos suelen ser bastante virulentos.


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Número de incendiosHa Forestal

Figura 1. Número de incendios y hectareas quemadas en Cataluña.

Fuente: www.idescat.cat 4. ¿QUÉ SON LOS PLANES TÉCNICOS DE GESTIÓN FORESTAL?

Desde el Centro de la Propiedad Forestal de la Generalitat de Catalunya se llevan a cabo la redacción, aprobación y supervisión de los instrumentos de ordenación forestal cuyo objetivo es facilitar la gestión de les fincas forestales y mejorar su rentabilidad, basados en unos criterios determinados. Los Instrumentos de Ordenación Forestal (IOF) engloban varias figuras de ordenación en la planificación forestal catalana:

1.- Plan técnico de gestión y mejora forestal (PTGMF) 2.- Plan simple de Gestión forestal 3.- Proyecto de ordenación

Todos estos instrumentos son documentos de ordenación forestal aplicables a bosques privados, que permiten programar la realización de trabajos de gestión y mejora forestal por un plazo máximo establecido. La planificación la propone el propietario al Centro de la Propiedad Forestal (CPF), el cual, una vez supervisado el informe técnico de los servicios del CPF puede aprobarlo, devolverlo con observaciones o denegar su aprobación.

Un PTGMF es un instrumento de ordenación para la gestión de fincas forestales con una superficie a ordenar igual o superior a 25 hectáreas. El Plan debe garantizar la mejora, la sostenibilidad y la multifuncionalidad de los sistemas forestales; hacer una parcelación forestal cuidadosa de la finca; considerar e integrar los planes de ordenación territorial, principalmente en el ámbito de la prevención y la lucha contra incendios forestales; introducir normas silvícolas para garantizar la regeneración de la masa arbórea y minimizar los riesgos de erosión y de incendio; definir las infraestructuras para mejorar la realización de los aprovechamientos, y planificar las actividades agropecuarias vinculadas a los terrenos forestales que disminuyen la combustibilidad, favorezcan el mantenimiento de los ecosistemas y en preserven la biodiversidad. Esta figura normalmente es empleada para la ordenación de los montes privados (www.gencat.cat). 4.1.- Un ejemplo de Plan Técnico de Gestión Forestal. El caso de Mas Bassets.

En el momento de empezar la gestión forestal a finales de los años 90 y principios del 2000,

el estado del bosque en la finca era de “muy sucio”, con gran dificultad para el muestreo de parcelas para sus inventarios y hacer cálculos de la posibilidad de aprovechamiento.

El objetivo final de la finca es la regeneración del alcornoque, y se hará de forma gradual en función de cada parcela.

1. Regeneración del alcornoque: se tiene que obtener un bosque irregular que asegure la regeneración natural y la producción de corcho. Se tendirá a eliminar el resto de árboles de las unidades de regeneración excepto en rodales donde haya una mayor cantidad de pinos (Figura 2).


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Figura 2. Desbroce del sotobosque para el favorecimiento del crecimiento del alcornoque.

Fuente: GRAM

2. Aprovechamiento de la madera de pino: Se realizarán cortas de pinos de un diámetro superior a 30 cm de madera. El tipo de bosque que se espera tener es un bosque irregular regenerado por semilla. Se tiende a reducir el pino blanco frente al pino piñonero (Figura 3).

Figura 3. Parcela de pinos gestionada para la explotación de madera en Mas Bassets.

Fuente: GRAM


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3. Potenciación de la encina: En aquellas áreas donde tenga presencia y le favorezcan las condiciones ambientales, explotación de leña a largo término. 4.- Sotobosque: Desbroce. Estudiar la posibilidad de mantenerlo controlado con rebaños y la posibilidad de comercializar subproductos del aclarado.

4.2.- Sobre la parte económica se ha entrevistado a Jesús Soler, propietario de la finca de Mas Bassets.

“La parte económica del plan de gestión está planificada en el mismo plano asociado al plan de actuaciones donde hay descrita la parte de gastos en base a los costes unitarios de cada una de las tareas (costos unitarios son por ejemplo coste hora por hombre con sierra, coste por hora de oruga, etc. así como el tiempo que dura una tarea, hora hombre por hectárea).

Cada una de las tareas también puede tener la parte de ingresos que puede ser por un aprovechamiento (madera pinos, cáscara de corcho…) o bien a las ayudas para llevar a cabo las tareas del bosque sujetos a subvención. La valoración de las ayudas las publica cada año la Generalitat de Catalunya así como los términos para poder acceder a las ayudas, esto en base a las tareas prioritarias o por importes máximos para tareas y todos aquellos términos que se pueden reglamentar de ejecución como de concesión.

Una vez recibidas todas las peticiones se hace la evaluación y decisión sobre los expedientes. Las tareas subvencionadas deben estar después certificadas en terreno por un técnico del centro de la propiedad forestal (CPF) y se entregan los recibos de los trabajos y también se hace la medición de las superficies donde se han hecho las actuaciones (desbroces, podas, quemas,...). Una vez certificado el propietario puede cobrar la subvención. Los importes subvencionados no cubren los costes reales de los trabajos lo que cada vez hace más difícil la limpieza de bosque ya que todos los ingresos asociados al bosque son bajos (madera para sierra, madera para papel, corcho, leña). La redacción del plan de gestión está subvencionada por la Generalitat con un importe que depende de las existentes en regular. (Jesús Soler, comunicación oral, 2013)”.

5. GESTIÓN FORESTAL CON HERRAMIENTAS POLÉMICAS. HACIENDO PREVENCIÓN CON QUEMAS PRESCRITAS.

Los GRAF (Grup de Recolzament a Actuacions Forestals) (ver punto 3) ingenieros-bomberos se dedican tanto a la prevención como la extinción, y son los que empiezan a proponer como herramienta de gestión en fase experimental, las quemas prescritas. Desde 1999 el fuego se utiliza como gestor del bosque, una técnica llamada "fuego prescrito" o "quema prescrita". Es a partir de este momento que en Cataluña, se empieza a tratar de forma seria el fuego como posible gestor del monte y como la solución a Grandes Incendios Forestales (GIF). Existen otros objetivos por los que en Cataluña se han hecho quemas, como por ejemplo gestionar las igniciones de matorrales, proteger áreas urbanas estableciendo un perímetro de protección (Figura 4) por motivos de circulación, pastos, caza, turismo, o por la propia práctica y entrenamiento por parte de los GRAF que empiezan a trabajar.

Los objetivos que se persiguen en una quema siempre son muy diversos, tan diversos como cualquier actuación que se realice sobre un ecosistema. Antes de nada, hay que aclarar que una quema no es un incendio. La principal diferencia radica en la intensidad del fuego, por lo que este factor determina si el fuego beneficia o perjudica el medio. Las quemas se basan en la práctica de fuego de baja intensidad conducido artificialmente para que no pueda propagarse por medio de una evolución libre.

Las quemas se ejecutan obedeciendo un "plan de quema" previamente diseñado y aprobado donde se especifica claramente la "ventana de prescripción", que engloba el conjunto de condiciones meteorológicas, topográficas y de combustible disponible que hay tener presentes para poder garantizar un control absoluto del fuego.

En función del tipo de quema se persigue un tipo de objetivo u otro, y a partir de ahí las condiciones que marca la ventana de prescripción se ejecutan siguiendo un determinado "patrón de ignición", es decir, una forma prefijada de encender y conducir el fuego. Los patrones de quema pueden ser diversos pero, principalmente, se basan en variaciones o estrategias de conducir el fuego mediante una evolución de cabeza, de flanco o de cola.


16

Un hecho muy importante desde el punto de vista científico es que el GRAF siempre ha permitido que sus quemas fueran campos de experimentación para los grupos de investigación. Una quema es un escenario donde se pueden controlar muchas variables que cuando se conocen pueden someterse a experimentación. Hay varias variables interesantes de estudiar: cómo afecta el fuego en la fauna y la vegetación, al suelo, cómo se comporta el fuego, etc. Muchos grupos de investigación aprovechan científicamente esta infraestructura experimental.

Figura 4. Quema en Picarany (Reus) para el establecimiento de un perímetro alrededor de área

urbana con el fin de eliminar combustible. Fuente: GRAM

Las quemas prescritas son una actuación polémica. No todo el mundo acepta este tipo de

gestión forestal. Por ello, el GRAF también está interesado en que se estudien todos los aspectos relacionados con la quema. Hay que dar respuestas y pensar en todos los beneficios e inconvenientes que esta gestión puede representar. Ahora bien, siempre se hace necesaria la búsqueda de un equilibrio que conduzca hacia una situación sostenible del bosque. Tampoco es válida la crítica sistemática de una herramienta de gestión forestal sin proponer una alternativa o sin conocer a fondo las ventajas o desventajas de esta herramienta.

Pero tampoco la quema prescrita es la panacea. Con los tiempos que vivimos de cambio global, calentamiento del planeta y los altos niveles de CO2 en la atmósfera, parece de partida contradictorio proponer como válida una herramienta de gestión basada en la liberación intencionada de CO2. Y simplemente se debe a que el nivel de liberación de CO2 por parte del entramado industrial, de transporte, energético, etc, en las sociedades del mundo desarrollado es tan gigante que el proceso natural y milenario de quemar a una baja intensidad nos hace pensar que esta herramienta de gestión es poco contaminante. Pero claro, aquí, es donde la gestión vuelve a ser clave, y ahora no sólo la gestión forestal, si no la gestión global de los problemas. Hay que ver a las quemas prescritas como lo que realmente son, otra de las diferentes herramientas que existen para gestionar las masas forestales, y no como el remedio de aplicación extensiva y sistemática, porque si no nos encontraríamos con un nuevo desequilibrio de liberación de CO2 por parte de la gestión con fuego.

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MEGA-INCÊNDIOS EM PORTUGAL CONTINENTAL (?) – O CASO DO INCÊNDIO DE PICÕES (BRAGANÇA)

Flora Ferreira-Leite Bolseira FCT, CEGOT, Universidade do Minho

[email protected]

António Bento-Gonçalves CEGOT, Departamento de Geografia, Universidade do Minho

Luciano Lourenço

Departamento de Geografia e CEGOT, Universidade de Coimbra

Xavier Úbeda GRAM, Departament de Geografia Física i Anàlisi Geogràfica Regional, Universitat de Barcelona

António Vieira

CEGOT, Departamento de Geografia, Universidade do Minho

RESUMO Os grandes incêndios florestais sempre existiram em muitas partes do mundo e são um problema recorrente em alguns países, como é o caso dos da região do Mediterrâneo. Trata-se de eventos de tal forma complexos que alguns especialistas começaram a tratá-los de forma diferenciada, designando-os por mega-incêndios.

Palavras-chave: Grandes incêndios florestais, mega-incêndios, Portugal.

MEGA-FIRES IN PORTUGAL MAINLAND (?) – THE CASE OF PICÕES (BRAGANÇA) FIRE

ABSTRACT

Large forest fires have always existed in many parts of the world and are a recurring problem in some countries, as in the case of the Mediterranean region ones. These are events are so complex that some experts began to treat them differently, designating them by mega-fires.

Key-words: large forest fires, mega-fires, Portugal.


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INTRODUÇÃO

Quer de forma isolada, quer englobados em vagas de incêndios, é recorrente a ocorrência de incêndios de grandes dimensões nas mais diversas regiões do globo, dos quais podemos aqui destacar alguns dos mais impressionantes.

O mais extenso de todos os incêndios florestais, o Black Dragon Fire, teve uma área ardida de 7 284 371ha e ocorreu em Maio de 1987, entre a Rússia e China, tendo sido responsável pela morte de cerca de 200 pessoas. Segue-se-lhe o incêndio que, na primeira quinzena de Junho de 2004, queimou cerca de 5 milhões de hectares no Alasca. Referência especial merece também o apelidado Black Friday Bushfire ocorrido na Austrália, no Estado de Vitoria, que deflagrou no dia 13 de Janeiro de 1939 e foi responsável por cerca de 2 Milhões de hectares ardidos (75% do estado foi afetado), 71 mortes e 1 100 casas destruídas.

A título de exemplo, existem também referências a alguns destes eventos datados do século XIX, como seja o denominado Miramichi fire, que ocorreu no Canadá em Outubro de 1825, tendo queimado uma área de 1 214 034ha e provocado cerca de 160 vítimas mortais e 15 000 desalojados, ainda, o Peshtigo Fire, verificado no Wisconsin (EUA), que ocorreu em Outubro de 1871, tendo sido responsável por uma área ardida de 1 497 309ha e por cerca de 1 700 mortos.

O aparecimento e desenvolvimento de um grande incêndio florestal deve-se essencialmente a dois fatores principais, causa-efeito de outros elementos: 1) o aumento do risco de ignição, ou seja, a possibilidade de se originar um incêndio e 2) o aumento do risco de propagação, isto é, a possibilidade de um foco de incêndio se propagar não conseguindo ser controlado (Plana et al., 2000).

Não existe contudo na bibliografia internacional, uma definição clara de grande incêndio florestal, sendo que, de um modo geral, um grande incêndio é aquele cuja área ardida atinge uma dimensão considerada significativa, fora dos valores médios, que varia de país para país e ao longo do tempo (Viegas, 1998).

Efetivamente, o critério ‘dimensão’ é aquele que é comummente utilizado em termos do que se identifica como sendo um grande incêndio, no entanto, a própria definição subjacente ao sentido da expressão ‘dimensão dos incêndios’ não é consistente na literatura. Muitos termos são frequentemente utilizados como sinónimos e, embora as diferenças entre eles possam ser subtis, mesmo em termos da sua tradução para a língua portuguesa, as implicações no que respeita ao tamanho real do incêndio podem acarretar diferenças.

São poucos os autores que realmente definiram os termos utilizados nos seus trabalhos, contudo, é possível apresentar alguns exemplos: o conceito area burned, em português, ‘área queimada’, foi definido como sendo a área dentro do perímetro do incêndio (Heyerdahl et al., 2001; Cumming, 2001; Rollins et al., 2001). O ‘tamanho do incêndio’, fire size, na versão original, utilizada por Hunter (1993), refere-se à área envolvida pelo limite exterior do incêndio e inclui manchas não queimadas, ou “retalhos”. O termo number of cells burned, ‘número de células queimadas’, é usado para definir o tamanho do incêndio em modelos de simulação baseados em informação raster (Boychuk et al., 1997b; Turcotte et al. 1999; Schenk et al., 2000; Perera et al. 2004; Li et al., 2005; Malamud et al., 2005). Resumindo, de um modo geral, o termo fire size, ou seja, a dimensão do incêndio, na literatura, especialmente em estudos empíricos, refere-se à área total dentro do perímetro do incêndio, incluindo manchas (residuais) não queimadas.

Foi em 1965, que pela primeira vez, se utilizaram as classes de tamanho dos incêndios, neste caso específico com o objetivo de estimar o efeito da gestão do fogo em determinados regimes de fogo (Davis, 1965). Mas foi durante a última década, que se assistiu a um aumento do interesse global pela dimensão dos incêndios florestais e sua distribuição (Cui e Perera, 2008), entendida como um indicador espacial ou como um parâmetro importante na análise dos regimes de incêndios florestais, na América do Norte (Alvarado et al. 1998; Weber e Stocks, 1998; Li et al. 1999; Cumming 2000; Li, 2000; Ward et al. 2001; Lefort et al. 2003; Bergeron et al. 2004; Parisien et al. 2004), na Austrália (Gill et al. 2003), e no sul da Europa (Moreno et al. 1998; Pereira et al. 2004).

Tal como a definição de dimensão do incêndio, também não encontramos na literatura nenhuma definição consistente para o termo fire size distribution (FSD), que em português poderá


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ser corretamente entendido como a distribuição dos incêndios por dimensão, que se destina a descrever a relação quantitativa entre o número de ocorrências e a sua dimensão (Cumming, 2000).

A matéria publicada que contempla esta questão deriva de uma variedade de investigações realizadas com objetivos distintos, pelo que algumas estão relacionadas com o estudo dos regimes de fogo (Li et al., 1999; Parisien et al., 2004), enquanto outras se concentram na distribuição dos incêndios em função da sua dimensão em geral (Strauss et al., 1989; Malamud et al., 1998, 2005; Li et al., 1999; Ricotta et al., 1999, 2001; Schenk et al., 2000; Cumming, 2001; Reed e McKelvey, 2002; Song et al., 2002; Schoenberg et al., 2003; Pereira et al., 2004), ou nas variações temporais da distribuição dessa dimensão (Robertson, 1972; Schoenberg et al., 2003), ou nos fatores que influenciam essa distribuição (Minnich, 1983; Ward e Tithecott, 1993; Minnich e Chou, 1997; Li et al., 1999; Turcotte et al., 1999; Rollins et al., 2001; Ward et al., 2001; Song et al., 2002; Cumming, 2005), ou, por último, em casos específicos de grandes incêndios (Moritz, 1997; Alvarado et al., 1998).

Com efeito, nos últimos anos, vários foram os incêndios de proporções/consequências significativas que ocorreram em várias partes do mundo, em condições climáticas extremas.

1. GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS

Um incêndio é considerado ‘grande’ (large) quando tem o potencial para se tornar ‘muito grande’ (very large) (Viegas, 1998) ou para atingir uma ‘grande’ área, sendo que o tamanho de um grande incêndio é variável de acordo com os critérios usados pelos diferentes autores (Knapp, 1998; Shvidenko e Nilsson, 2000, Stocks et al., 2002).

A ocorrência e o tamanho dos incêndios são influenciados por uma série de fatores, tais como: fontes de ignição, combustíveis, topografia, condições meteorológicas, e capacidade das forças de combate ao incêndio (Davis e Michaelsen, 1995; Gill e Moore, 1998; Moritz, 2003; Keeley, 2004; Peters et al., 2004). Ao contrário de outras regiões de clima mediterrâneo, como a África do Sul (Polakow e Dunne, 1999; Kraaij, 2010), a Califórnia (Moritz et al., 2009) ou a Austrália (O'Donnell et al., 2010), para a Europa do Sul são ainda poucos os estudos sobre grandes incêndios, talvez porque, nestes países, os incêndios florestais de grandes dimensões são relativamente recentes na história dendrocaustológica desta região, apesar da longa e intensa presença do fogo na mesma (Ferreira-Leite et al., 2013). Salientam-se os grandes incêndios ocorridos em Espanha, nos anos de 1978, 1979 e 1994, na Grécia, em 1998, 2000 e 2007, e em Portugal, nos anos de 2003 e 2005. No entanto, apesar dos incêndios de grandes dimensões representarem uma pequena fração do número total de ocorrências, a verdade é que são eles os responsáveis por uma grande percentagem da área ardida destacando-se assim a importância da sua análise e estudo (Strauss et al., 1989; Piñol et al., 1998; Diaz-Delgado et al., 2004; Pausas, 2004; Xanthopoulos, 2007; Bermudez et al., 2009; Oliveras et al., 2009; Ferreira-Leite et al., 2013).

No caso português, desde há uns anos que os organismos oficiais consideram, para fins meramente estatísticos, como grande incêndio aqueles em que a dimensão da área ardida assume valores iguais ou superiores a 100 hectares. Todavia, nos anos 70 e 80 do século passado, a então Direção Geral das Florestas (DGF) considerava como grandes incêndios aqueles cuja área ardida fosse superior a 10 hectares, quando a realidade dendrocaustológica era bem diferente da atual. Em Espanha, alguns autores (Moreno et al., 1998; Romero e Senra, 2006) apontam o valor de 500 hectares, como o limite a partir do qual se considera um grande incêndio.

Com efeito, tanto a utilização do fogo como a conjuntura das nossas paisagens, que se foram modificando ao longo dos anos, alterando igualmente os regimes de fogo e a realidade dendrocaustológica das regiões, têm influência na escala do que se deve considerar um grande incêndio.

Apesar da existência de alguns relatos pontuais sobre a ocorrência de grandes incêndios (≥ 100 ha) anteriores aos anos 70 do século passado (Ferreira-Leite et al., 2011/2012), é sobretudo a partir desta década que se verifica um aumento da acumulação de combustível nas florestas, devido a um conjunto de mudanças no uso tradicional da terra e no estilo de vida das populações, que é reflexo das mudanças socioeconómicas então em curso nos países do sul da Europa, em particular nas regiões do Mediterrâneo (Lourenço, 1991; Vélez, 1993; Moreno et al., 1998; Rego, 2001). Estas mudanças implicaram o aumento de grandes áreas abandonadas de anteriores terras agrícolas, o que, por um lado, levou à recuperação da vegetação e ao aumento do combustível acumulado nos espaços florestais tradicionais (Lourenço, 1991; Rego, 1992; García-Ruiz et al., 1996; Roxo et al., 1996) e, por outra parte, conduziu, naturalmente, ao aumento dos


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espaços com uso florestal. Muitas destas áreas rurais tornaram-se paisagens propensas à ocorrência de incêndios de grande intensidade, devido aos elevados níveis de biomassa, acumulados ao longo dos anos e prontos para alimentar fogos catastróficos durante o Verão. Assim, começaram a “vulgarizar-se” os incêndios florestais com área igual ou superior a 100 hectares (Tabela I).

Tabela I. Número anual de grandes incêndios florestais (≥ 100ha) e respetiva área ardida

anualmente, em Portugal continental, entre 1981 e 2013

Ano Ocorrências de GIF

≥100ha Área total consumida por

GIF (número) (hectares)

1981 134 65 350 1982 75 25 247 1983 58 35 333 1984 108 25 180 1985 256 109 550 1986 131 71 655 1987 108 54 192 1988 29 7 713 1989 175 73 674 1990 206 104 416 1991 200 156 566 1992 77 39 831 1993 76 31 660 1994 154 40 509 1995 275 114 096 1996 159 46 976 1997 37 7 695 1998 241 110 607 1999 114 45 004 2000 283 110 197 2001 175 70 609 2002 215 84 418 2003 253 395 641 2004 169 101 613 2005 423 288 310 2006 128 55 099 2007 37 13 746 2008 19 4 773 2009 133 50 528 2010 186 101 809 2011 122 39 309 2012 143 78 271 20131 106 79 187

Fonte: Relatórios anuais DGF/DGRF/AFN/ICNF

Mas, se em termos estatísticos o critério da dimensão é importante, em termos operacionais, ambientais ou humanos, há outros elementos que são fundamentais e, por isso, devem intervir também na definição de incêndio, como sejam a duração, a extensão (quando 1 No período 01 de Janeiro a 31 de Agosto (dados provisórios).


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superior à média da região onde ocorre), a intensidade (que pode impedir o seu controlo), a severidade (que pode provocar importantes danos ambientais), o local onde ocorre (que pode colocar vidas e bens em perigo – interfaces urbano-rurais), os meios envolvidos, o número de vítimas mortais, os prejuízos ou ainda a velocidade de propagação das chamas.

Por outro lado, parece-nos óbvio que incêndios de 100ha ou de 500ha não podem ser considerados na mesma classe de grandeza dos incêndios com 10 000ha, e estes não podem ser diretamente comparados com os de dimensões bem superiores (Ferreira-Leite et al., 2011/2012).

Neste contexto, a metodologia associada ao Projeto Move – Methods for the improvement of vulnerability methods in Europe (2011) considera uma série de classes de incêndios florestais: pequeno (small), médio (medium), grande (large), muito grande (very large), e mega (mega-fire). Cada uma destas classes pode ser definida em termos de características tais como a quantidade de paisagem que envolvem e o efeito que tem sobre a paisagem afetada. Dadas estas classes de tamanho pode-se considerar o conjunto de possíveis transições entre elas, sendo que estas transições podem ser descritas em termos do que as pode causar, e das consequências resultantes da sua ocorrência. Tendo em conta que todos os incêndios florestais começam com uma pequena dimensão (small fire), um grande incêndio pode, assim, ser descrito como um pequeno incêndio, que foi submetido a uma série de transições, ou escalonamentos, com cada transição a ocorrer em resposta à existência de um conjunto específico de fatores contribuintes. Os incêndios assumem assim diferentes estados de acordo com os diferentes tamanhos ou classes de severidade (Contreras e Kienberger, 2011) (fig. 1).

Figura 1. Ilustração esquemática do modelo de transição das classes de tamanho do fogo e suas

relações entre o comportamento do fogo, vulnerabilidade dos elementos exposto, severidade e dificuldade de supressão do fogo.

Fonte: Tedim et al., 2012.

De acordo com um outro modelo de transição das classes de dimensão dos incêndios, cuja estrutura conceptual é semelhante à anterior, o incêndio mais catastrófico, seria designado por extreme fire (incêndio extremo) (fig. 2), que, na essência da sua definição corrobora da definição de mega-incêndio usada por outros autores (McRae e Sharples, 2011), podendo tratar-se de sinónimos.


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Figura 2. Ilustração esquemática do modelo de transição das classes de tamanho do fogo.

Fonte: McRae e Sharples, 2011.

Historicamente, na Austrália, o termo extreme (extremo) tem sido usado na classificação de risco de incendio, correspondendo a um índice de risco de incêndio (superior a 50, até 2009, e redefinido, após os incêndios de 2009, para valores situados entre 75 e 100). No entanto, não existe uma correlação entre a classificação de risco extremo de incêndio e o termo incêndio extremo, que se refere à dinâmica do fogo (McRae e Sharples, 2011). Assim, o comportamento de um incêndio extremo está pouco relacionado com o índice de risco de incêndio.

Alguns autores (Arturson, 1992; Cromack Jr. et al., 2000; Roberts et al., 2004) utilizam um outro conceito, o de severe fires, para traduzir, regra geral, os incêndios cuja severidade, conceito que nasceu da necessidade de fornecer uma descrição de como a intensidade do fogo (que descreve o processo de combustão física da energia libertada) afetou os ecossistemas (Keeley, 2009; Bento-Gonçalves, et al., 2012).

Com base no comportamento do fogo, e nos seus impactes, os incêndios de grande dimensão podem evoluir para dimensões ainda mais importantes, pelo que devem ser tratados e designados de forma distinta.

Com efeito, nos últimos anos, ocorreram em diversas partes do mundo vários incêndios de proporções/consequências significativas. Estes eventos, muito complexos, em termos de tamanho, intensidade, resistência ao controlo e severidade, começaram a ser chamados de mega-incêndios em várias partes do mundo (Pyne, 2007; Williams et al., 2011; Attiwill e Binkley, 2013).

1.1. Mega-incêndios

Segundo alguns autores (Williams et al., 2011), o Great Black Dragon, na China, em 1987,

marca o início do fenômeno dos mega-incêndios da era moderna. Este fogo causou a morte de mais de 200 pessoas e cerca de 1,2 milhões de hectares de área destruída (Salisbury, 1989). Na Indonésia, uma sucessão de incêndios florestais extraordinários, ocorridos em 1982/83, 1994, e 1997/98, resultou em danos ecológicos incalculáveis. Nos Estados Unidos, desde 1998, pelo menos nove Estados sofreram os piores incêndios da história. Na Califórnia, que detém porventura uns dos sistemas de combate a incêndios tecnologicamente mais avançado do mundo, vários incêndios de grandes dimensões ocorridos em 2003 causaram dezenas de mortos e destruíram milhares de casas. Na Austrália, uma série de incêndios florestais no início de 2003, 2005, 2006 e 2007, foram ultrapassados em termos de dimensão e consequências pelo Black Saturday Fire que ocorreu em fevereiro de 2009. Este foi considerado o pior desastre civil na história do país, contabilizando 173 vítimas mortais e cidades inteiras incinerados. Em 2007, graves incêndios atingiram a Grécia, fazendo notícia em todo o mundo. No ano de 2010, os incêndios recordes na Rússia e Israel foram adicionados à lista dos maiores desastres internacionais. Em toda a Rússia, cerca de 2,3 milhões de hectares foram queimados em resultado de mais de 32 mil incêndios, 62 pessoas morreram e centenas de casas foram completamente dizimadas. Ao longo dos últimos anos, incêndios desta natureza ocorreram no Canadá, África do Sul, Portugal, Espanha e Turquia, entre outros.

Em 2009, num contexto de redefinição dos alertas de proteção civil australianos, o termo mega-incêndio (mega-fire ou extreme fire para outros autores, como McRae e Sharples (2011) é


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apresentado como sendo o nível mais grave de alerta, que inclusive impede as pessoas de se aproximarem de zonas florestais e obriga a evacuações. As autoridades do Estado de Victoria, que puseram em marcha este tipo de alerta, defendem que o objetivo é o de evitar situações como as vividas na Austrália em fevereiro de 2009.

A dificuldade ou impossibilidade de controlo explica porque estes incêndios queimam grandes áreas. Não é possível estabelecer um limite absoluto e universal para definir um mega-incêndio porque as características da paisagem são muito diferentes nas diferentes partes do mundo. Assim, o tamanho de um mega-incêndio só pode ser considerado em relação a cada país. Contudo, apenas porque o fogo queimou grandes áreas, isso não significa necessariamente que seja uma catástrofe (Keane et al., 2008).

O que se entende então exatamente por mega-incêndio? A resposta mais simples a essa pergunta é a de que não há nenhuma definição de conjunto de mega-incêndio, mas existem algumas características básicas que podem contribuir para a sua definição (Williams et al., 2011), designadamente as seguintes:

� Não podem ser definidos em termos absolutos. Um determinado número de hectares, por exemplo, não é suficiente para que um incêndio possa ser designado por mega-incêndio;

� Geralmente, queimam áreas de combustíveis sobre-acumulados resultantes da inexistência prolongada de fogo. Por outras palavras, os mega-incêndios estão muitas vezes relacionados com mudanças na estrutura de suporte e na composição das espécies que tornam a floresta mais suscetível a grandes incêndios e de alta intensidade;

� Não se limitam aos ecossistemas florestais. Vários mega-incêndios da história recente queimaram principalmente áreas de mato que são uma importante fonte de acumulação de combustível;

� Um mega-incêndio tanto pode derivar de uma só deriva de uma ocorrência, como pode ser o resultado de vários incêndios que coalescem numa grande área geográfica;

� Apresentam normalmente taxas extraordinárias de propagação e alta resistência aos esforços e técnicas de extinção;

� Ocorrem mais frequentemente quando se registam eventos climáticos extremos; � Porque se propagam em vastas áreas, normalmente, os mega-incendios cruzam fronteiras

de propriedade, atingindo habitações e infraestruturas, e envolvem diferentes jurisdições, entidades e especialistas (responsáveis pelos serviços de emergência, serviços públicos, responsáveis locais, para além das forças de combate e voluntários);

� No contexto dos mega-incêndios são comuns as pressões públicas para “fazer mais”. Os gestores e autoridades devem ser sensíveis a um público ansioso e à pressão dos media;

� Os mega-incêndios obrigam as forças de combate a ter ações defensivas e reativas que, tipicamente, excedem aquilo que se esperava.

Efetivamente, os mega-incêndios são muitas vezes extraordinários, pela dimensão que

adquirem. No entanto, são definidos, mais precisamente, pela importância dos seus impactes. A sua complexidade e as suas profundas consequências sociais, económicas e ambientais fazem com que estes acontecimentos sejam graves, em vez de, simplesmente, poderem ser considerados como acidentes de grandes dimensões.

1.1.1. Mega incêndios em Portugal (?) – o caso do incêndio de Picões (Bragança)

Em Portugal continental, foi a partir da década de 80 do século passado, que se começaram

a “vulgarizar” os incêndios florestais com área igual ou superior a 100 hectares. Até esta data os incêndios no nosso país nunca tinham atingido os 10 000 hectares de área ardida numa só ocorrência, tendo o primeiro destes ocorrido no ano de 1986, nos concelhos de Vila de Rei e Ferreira do Zêzere (Lourenço, 1986) e, o segundo, no ano seguinte, 1987, tendo afetado os concelhos de Arganil, Oliveira do Hospital e Pampilhosa da Serra (Lourenço, 1988).

A partir destas datas podemos dizer que se deu início a uma nova realidade no que respeita aos grandes incêndios, muito embora já no século XIX houvesse alguns registos pontuais de incêndios com mais de 5 000 hectares de área ardida (Ferreira-Leite et al., 2011/2012).

Neste contexto, parece-nos pertinente o estudo dos incêndios de muito grande dimensão em Portugal, tanto que, na última década, os registos destas ocorrências foram significativos, sobretudo no que respeita à importância da área ardida das ocorrências de dimensão ≥ 1 000 ha (Tabela II).


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Tabela II. Percentagem anual de ocorrências de grandes incêndios florestais, por classes de dimensão, entre 2003 e 2012, e percentagem anual da área consumida por esses incêndios.

Ano

[100-500[ ha [500-1 000[ ha [1 000-5 000[ ha [5 000-10 000[ ha ≥10 000 ha

% Ocorrências

% Área

ardida %

Ocorrências %

Área ardida

% Ocorrências

% Área

ardida %

Ocorrências %

Área ardida

% Ocorrências

% Área

ardida

2003 53,4 7,7 14,6 6,7 24,5 36,0 4,0 18,0 3,6 31,5

2004 68,6 24,7 17,2 20,1 13,0 34,7 0,6 7,9 0,6 12,6

2005 67,4 23,3 18,2 18,7 13,0 41,8 1,2 12,2 0,2 4,1

2006 80,5 42,0 14,1 23,5 4,7 24,4 0,8 10,1 0,0 0,0

2007 83,8 45,4 10,8 21,0 5,4 33,6 0,0 0,0 0,0 0,0

2008 89,5 75,8 10,5 24,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

2009 82,7 44,3 10,5 20,1 6,0 21,6 0,8 14,0 0,0 0,0

2010 72,6 28,1 14,0 18,0 12,9 48,9 0,5 5,0 0,0 0,0

2011 83,6 54,4 11,5 23,5 4,9 22,1 0,0 0,0 0,0 0,0

2012 76,4 32,3 13,2 14,2 9.,1 26,1 0,8 0,0 0,5 27,4

Fonte: ICNF, 2013.

No que concerne ao ano de 2013, a base de dados nacional de incêndios florestais regista, no período compreendido entre 1 de janeiro e 31 de agosto, um total de 14143 ocorrências (2451 incêndios e 11692 fogachos) que resultaram em 94155 hectares de área ardida, entre povoamentos (33005) e matos (61150). Comparando os valores do ano de 2013 (de 1 de Janeiro a 31 de Agosto) com o histórico dos últimos dez anos, verifica-se menos 13% de ocorrências relativamente à média verificada no decénio anterior e menos 19% do que o valor médio de área ardida no mesmo período (Tabela III).

Tabela III. Número anual de ocorrências e correspondente área ardida, entre 2003 e 2013, no

período compreendido entre 1 de Janeiro a 31 de Agosto.

Anos Número de ocorrências Área ardida

Povoamentos Matos Total

2003 16 102 254 621 122832 377453

2004 17 288 53 031 57497 110528

2005 29 803 185 654 104483 290137

2006 18 422 34 772 34038 68810

2007 6 976 5 853 6496 12349

2008 9 186 3 353 6645 9998

2009 16 156 16 861 39275 56136

2010 17 413 44 921 80305 125226

2011 14 950 11 698 28446 40144

2012 15 833 27 545 47557 75102

2013 14 143 33 005 61150 94155

Média 2003-2012 16 213 63 831 52757 116588

Fonte: Relatórios anuais AFN/ICNF

Esta situação poderá explicar-se em parte, pelas condições de tempo que se fizeram sentir durantes os meses de inverno/primavera de 2013 em Portugal continental.

De acordo com informações do Instituto Português do Mar e da Atmosfera (IPMA), o trimestre março-maio, com uma temperatura média de 13,17°C, foi 0,43°C inferior ao valor normal,


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depois de 20 anos consecutivos (1994-2012) com valores superiores ao valor médio. A primavera de 2013 foi, assim, a mais fria desde 1993.

Já o valor médio da quantidade da precipitação no mesmo trimestre (318,9mm) foi muito superior ao valor normal (+107,5mm), sendo o terceiro mais elevado desde 1972 (os maiores volumes registaram-se em 2001 – 372mm e em 2000 – 364mm). O Instituto classificou a primavera de 2013 como chuvosa a extremamente chuvosa em todo o território continental.

Para além de o mês de março ter sido considerado o segundo mais chuvoso em Portugal continental nos últimos 50 anos, podemos salientar outros fenómenos relevantes desta primavera: nos últimos dias do mês de Abril ocorreu a queda de neve acima dos 900m, o mês de maio registou a temperatura média mais baixa dos últimos 20 anos e a temperatura mínima mais baixa dos últimos 30 anos.

A sequência de ocorrências de episódios excecionalmente chuvosos teve naturalmente consequências diretas no crescimento, mais forte, da vegetação. Ora, com níveis de humidade elevados e com um verão que não se reconheceria como tal, com temperaturas abaixo dos valores médios e com uma elevada probabilidade (70%) de ausência total de Verão (La Chaine Météo, 2013), alguns especialistas perspetivaram a ocorrência de menos incêndios e de área ardida inferior à média verificada, em particular no Norte e Centro do país, devido à chuva intensa que se verificou nessas regiões no inverno/primavera.

De facto, aqueles que analisam apenas os aspetos meteorológicos, esperavam que, pelo facto de não ter ardido nos meses de fevereiro e março, período destinado por excelência às queimas (de sobrantes agrícolas e florestais) e queimadas (com vista á renovação de pastagens), sobretudo no Norte e Centro do país, quando o verão chegasse a vegetação estaria ainda num tal estado de humidade que não seria muito favorável à propagação dos incêndios. Todavia, se fossem tidos em conta também outros factores, seria fácil prever que mal o calor se fizesse sentir, contrariamente ao que estas estimativas preconizaram, na presença de elevadas temperaturas, seriam muitos os episódios de incêndios em que a progressão seria mais rápida e intensa, devido ao forte crescimento de vegetação rasteira (sobretudo do combustível fino), que foi favorecido pelos episódios chuvosos, tanto mais que, em Portugal continental, o mês de julho não só registou valores médios de precipitação inferiores ao normal (6,8 mm abaixo da média), sendo classificado como um mês “normal a seco” em quase todo o território, mas também registou valores médios da temperatura do ar superiores ao normal (+1,24°C) e, ainda, valores médios da temperatura mínima e máxima do ar também superiores ao normal, +0,59°C e +1,88 °C, respetivamente, fatores que ajudaram a preparar os combustíveis para uma eventual queima.

Acresce que os primeiros dias do mês de julho que foram efetivamente muito quentes, com valores das temperaturas mínima e máxima do ar altos, muito superiores aos respetivos valores médios e próximos dos valores extremos, cuja persistência originou grande desconforto térmico em quase todo o território.

De acordo com o Boletim Meteorológico relativo ao mês de Julho, a partir do dia 3 deste mês iniciou-se uma onda de calor que abrangeu quase todo o território e que se prolongou até ao dia 13 na região de Trás-os-Montes.

O maior incêndio de 2013 ocorreu precisamente no início do mês de Julho, em Picões, concelho de Alfândega da Fé, no distrito de Bragança, afetando uma área estimada pelo EFFIS-JRC/CE em 14 912 hectares, dos quais 11 980 hectares em espaços florestais, mas a área oficial, na delimitação elaborada pelo ICNF, totaliza 14 943 hectares (MAMAOT, 2013).

O incêndio florestal de Picões derivou de numa sequência de acontecimentos que decorreram entre os dias 8 e 12 de julho, e afetou várias freguesias dos concelhos de Alfândega da Fé, Mogadouro, Torre de Moncorvo e Freixo de Espada à Cinta (fig. 3, fot. 1, Tabela IV).


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Figura 3. Área afetada pelo GIF de Picões, sobre a Carta Militar 1:250000 (IGeoE).

Fonte: ICNF, 2013.

Fotografia 1. Área ardida correspondente ao local de início do incêndio (Picões, Alfândega da Fé).

Tabela IV. Distribuição da superfície ardida, por concelhos, afetada pelo GIF de Picões.

Concelho Área total Área ardida % ardida do total

Alfândega da Fé 7 478,5 1 430,0 19,1 Mogadouro 14 009,3 6 854,4 48,9 Torre de Moncorvo 18 511,9 3 752,1 20,3 Freixo de Espada-à-Cinta 6 426,8 2 099,5 32,7

Fonte: ICNF, 2013

De acordo com declarações do Comandante Operacional do Norte, Paulo Tavares, tratou-se do “maior incêndio registado em toda a região Norte”, o que de facto se confirma pela observação dos maiores incêndios registados nos seis distritos mais setentrionais (Tabela V).


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Tabela V. Dimensão (ha) dos maiores incêndios florestais observados nos distritos setentrionais, entre 2003 e 2013

maior(es) incêndio(s) do distrito maior incêndio do ano, quando não coincidente com o de nenhum distrito

Anos Concelhos

Viana do Castelo Braga Porto Aveiro Vila

Real Viseu Bragança Guarda

2003 330 262 792 78 705 985 2 544 4 713

2004 275 158 780 1 071 1 783 1 908 1 132 1 203

2005 2 922 1 414 1 859 8 556 7 086 3 547 1 134 7 051

2006 5 590 2 537 1 132 870 603 1 355 463 549

2007 100 393 280 91 465 241 132 711

2008 149 134 35 64 90 131 210 535

2009 367 1 250 879 436 1 300 994 1 179 7 080

2010 3 059 2 316 639 1 429 4 019 5 066 1 286 4 483

2011 371 626 368 748 1 559 868 1 476 1 720

2012 329 1 711 219 977 543 3 074 1 879 2 480

20131 815 300 304 771 4 198 6 579 14 943 1 860 Fonte: ICNF/ Relatório Provisório 2013

No distrito de Bragança, o maior incêndio registado desde 2003, ocorreu precisamente

nesse ano e queimou uma área de 2544ha. Dada a dimensão do incêndio, o combate foi reforçado com equipas dos distritos de Vila

Real, Guarda, Viseu, Coimbra, Santarém, Porto, Aveiro, Lisboa e Leiria. No terreno estiveram também elementos da Força Especial de Bombeiros e Militares. Segundo a página da ANPC, permaneceram no combate às chamas 771 homens, apoiados por 169 veículos operacionais e nove meios aéreos, entre os quais dois aviões espanhóis (fot. 2 e 3).

Fotografias 2 e 3. Alguns dos meios aéreos utilizados no combate ao incêndio.

Fonte: Lusa/José Coelho.

Dos espaços afetados pelo incêndio, quase dois terços (8 772 ha) correspondem a matos e pastagens. Os povoamentos florestais afetados (3 208 ha) correspondem a áreas com eucaliptos (cerca de 47% da área arborizada) e com resinosas, essencialmente pinheiro bravo (36% da área arborizada). Para além das áreas florestais, foram destruídas culturas agrícolas (Tabela VI), designadamente olivais e amendoais, que representam cerca de 18% da área ardida (ICNF, 2013).

Foram igualmente destruídas estruturas de apoio à atividade agrícola e pecuária. Além disso, o incêndio ameaçou ainda populações e habitações, na aldeia de Estevais, e levou à retirada dos habitantes da povoação da Quinta das Peladinhas e da aldeia da Quinta das Quebradas, no concelho de Mogadouro, onde o cenário se apresentou mais “desolador” e com prejuízos visíveis (fot. 4 e 5). Vários quilómetros de linha telefónica foram destruídos e postes de eletricidades derrubados.


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Tabela VI. Distribuição dos usos do solo na área ardida, com base no Inventário Florestal Nacional (IFN_06).

Uso do solo Total (hectares) (%)

Matos e Pastagens 8 772 58,83 Floresta 3 208 21,51 Agricultura 2 631 17,65 Improdutivos 175 1,17 Águas interiores e Zonas húmidas 50 0,34 Outros usos 75 0,50 Total 14 912 100,00

Fonte: ICNF

Fotografia 4. Povoação da Quinta das Peladinhas (aldeia de Estevais), concelho de Mogadouro,

onde houve evacuação dos seus habitantes, após a passagem do incêndio.

Fotografia 5. Povoação Quinta das Quebradas, concelho de Mogadouro, após a passagem do

incêndio.

Em entrevistas realizadas no dia 22 de Julho, quando da nossa visita às áreas afetadas pelo incêndio, os habitantes da aldeia de Estevais confessaram ter vivido situações de grande aflição, tendo o fogo estado a escassas dezenas de metros da porta de suas casas. Alguns dos habitantes perderam culturas e animais, “perdemos tudo, não há nada a fazer”; “está tudo ardido”, adianta um dos moradores. Também a Direção Regional de Agricultura e Pescas do Norte (DRAPN) apontou o incêndio como “o maior incêndio verificado na região desde sempre tanto em área como pelos


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prejuízos causados” (fot.6, 7 e 8). Naturalmente, a destruição de extensas áreas de povoamentos poderá afetar a economia local, já que a floresta constitui um fator determinante do desenvolvimento rural.

Fotografias 6, 7 e 8. Culturas agrícolas e florestais destruídas na área afetada pelo incêndio.

O incêndio afetou ainda uma parte significativa das áreas classificadas dos rios Sabor e

Maças, bem como do Douro Internacional, que representam 65% de toda a área ardida. Só na dos rios Sabor e Maças, foram afetados 2725 hectares do Sitio de Importância Comunitária (SIC) correspondente a 8,1% da sua área, e 6210 hectares da Zona de Proteção Especial (ZPE), correspondente a 12,3%, pondo em causa os valores do património natural que justificaram o estatuto inato a estas áreas. Importa notar ainda que, grande parte da área remanescente do incêndio, afetou a envolvente da albufeira situada a montante do aproveitamento hidroelétrico do Baixo Sabor (AHBS).

Dentro de outros recursos e produtos ligados à floresta, salienta-se ainda o potencial cinegético dos concelhos afetados. A quase totalidade do território percorrido pelo incêndio encontra-se sujeita ao regime cinegético especial, compreendendo 15 zonas de caça. A área afetada tinha também algumas estruturas relacionadas com a atividade apícola (ICNF, 2013).

Perante a grandeza da área atingida e a transversalidade dos impactes do incêndio, são inúmeras as intervenções que seria necessário efetuar para a recuperação dos ecossistemas, de tal modo que elas não poderão ser suportadas exclusivamente pelos proprietários/gestores, impondo-se o recurso a soluções de mitigação de prejuízos apoiadas pelo poder central. CONCLUSÃO

Não existe, entre os autores, uma definição consensual sobre o que de facto constitui um grande incêndio. O critério mais comummente utilizado é o critério da dimensão, por ser de fácil acesso no que respeita às estatísticas sobre incêndios. No entanto, os valores em causa, em incêndios de grandes proporções, são tão variáveis que uma definição baseada única e exclusivamente no tamanho do incêndio, aplicável a uma realidade nacional, é insuficiente, pois deixa de fora aspetos importantes para essa definição, como sejam as suas consequências.

Neste aspeto, os mega-incêndios, que surgem como incêndios de dimensão superior aos GIF, pretendem ter em conta, para além do critério ‘dimensão’, outros critérios como sejam a duração do incêndio e o tempo de retenção das forças de combate ao fogo, a quantidade de


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meios envolvidos, a proximidade do fogo às populações, ou o número de vítimas causadas pelo incêndio. Estes critérios podem inclusive tornar uma ocorrência sem grandes dimensões, em termos de área ardida, num evento da maior importância, em termos dos seus impactes profundos e duradouros.

Um mega-incêndio corresponde, assim, a um incêndio de grandes dimensões, mas nem todas as ocorrências com esta característica poderão ser consideradas mega-incêndios. São a sua complexidade e as profundas e, muitas vezes, duradouras consequências sociais, económicas e ambientais, que tornam os mega-incêndios em algo mais importante do que apenas um grande incêndio, tornando os danos e perdas envolvidas no seu atributo mais importante (Hyde e Williams, 2007; Turner et al., 1999). De entre todos os incêndios, estes serão certamente os mais caros, os mais destrutivos e os mais prejudiciais, sobretudo para as pessoas.

Naturalmente, uma definição universal deste conceito é tarefa difícil uma vez que deverá ter-se em conta a importância relativa dos critérios acima referidos em determinada área ou região.

Apesar disso, os mega-incêndios precisam de ser entendidos, em vez de serem descartados como anomalias e considerados como acidentes inevitáveis da natureza ou como resultado do fracasso das ações de combate.

Os períodos de seca e a negligência humana parecem ser os principais contribuintes para a ocorrência destes eventos, mas as condições vegetativas vulneráveis (combustíveis contínuos e biomassa sobre acumulada em extensas paisagens) também alimentam o risco de mega-incêndios.

Conhecendo-se as condições da floresta portuguesa assim como a realidade dendrocaustológica a ela associada, parece-nos que a questão que se impõe é saber se de facto estamos perante a presença de mega-incêndios no nosso país ou se, no âmbito da realidade dendrocaustológica nacional, se deverá falar apenas de GIF?

Embora o conceito de mega incêndio seja ainda pouco utilizado em Portugal, quer pela comunidade científica quer pelas entidades florestais, vários autores (Kearney e Warren, 2006; Pyne, 2007; San-Miguel, 2011; Williams et al., 2011; Tedim et al., 2012) defendem que Portugal foi afetado por mega-incêndios em 2003 e 2005.

Estamos em crer que o incêndio de Picões, com cerca de 15 000 mil hectares de área consumida pelo fogo, com importantes danos/prejuízos e consequências ambientais, económicas e sociais, profundas e duradouras, poderá ser considerado um mega incêndio.

De acordo com o referido ao longo deste trabalho parece-nos que os incêndios deverão ser tratados para além da sua dimensão, sendo que nesta matéria, a área consumida pelo incêndio de Picões, cerca de 15 000 hectares, constitui sem margem para dúvida, uma marca importante à escala nacional. Para além da inequívoca relevância da sua dimensão, no contexto de um país de pequena dimensão, outros aspetos deverão entrar em linha de conta na caracterização deste incêndio e aqui os seus impactes (ambientais, económicos e socias) foram de tal forma significativos que o incêndio de Picões poderá ser considerado no escalão superior da classe dos grandes incêndios florestais, podendo o mesmo ser classificado como um mega-incêndio. Assim, depois de nos anos 80, do século anterior, termos passado a conviver, com alguma regularidade, com incêndios de grandes dimensões, podemos, na última década, ter ultrapassado um novo limiar e os mega-incêndios terem-se tornado numa nova realidade em Portugal.

Obviamente, tal conclusão apenas poderá ser validada com mais estudos, pelo que o atual despertar do interesse da comunidade científica por esta questão, poderá em muito contribuir para melhorar o conhecimento deste problema. AGRADECIMENTOS

Ao Sr. Comandante dos Bombeiros Voluntários de Torre de Moncorvo, Manuel Fernandes de Almeida e à Dra. Raquel Araújo.

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GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS – CASO PARTICULAR DOS GRANDES INCÊNDIOS DE RIO CALDO/BOUÇA DA MÓ

Paulo Dias ISCIA

[email protected]

A partir da experiência acumulada durante 43 anos na gestão de áreas de montanha e no combate a incêndios florestais, verificamos a recorrência quer dos locais onde se localizam os repetidos incêndios quer mesmo das áreas ardidas. Aquilo que na generalidade são pequenos incêndios que combatidos devida e atempadamente e que oficialmente são denominados de “fogachos” poderiam caso as condições o permitissem ser o inicio de grandes incêndios.

Quando em 1972 iniciamos funções no Parque Nacional da Peneda Gerês encontramos uma estrutura de prevenção e combate aos incêndios florestais semelhante a todas aquelas que existiam nas diversas Administrações Florestais. As áreas de montanha estavam divididas em cantões, cada um deles da responsabilidade de um Guarda Florestal e de um Rondista que numa disponibilidade total vigiavam toda a área do cantão e capataziavam todos os trabalhos de silvicultura. Tinha assim cada Administração Florestal para além do corpo de guardas um Engenheiro Silvicultor ou Regente Florestal um Mestre Florestal que numa cadeia hierárquica bem definida coordenavam todos os trabalhos.

Em cada Administração, que no caso do PNPG lhes chamávamos Delegações, existia uma ou mais Brigadas de Incêndios composta por funcionários que nas alturas de condições propícias aos incêndios eram colocados de atitude exclusiva de combate a incêndios florestais. O seu profundo conhecimento do terreno, das acessibilidades e do seu estado, densidade e altura dos povoamentos conjugado com a enorme capacidade do uso de ferramentas manuais, permitia-lhes uma atuação certeira que, não procurando o ataque direto, por regra era eficaz na rápida extinção dos incêndios.

Cerca de 20 homens comandados por um Guarda Florestal.

Permanência total 24 sobre 24 horas sendo permitido aos casadosdormir uma vez por semana em casa.

Quarteis colocados no coração das principais manchas florestais emlocais de boa visibilidade. No Gerês duas Brigadas ( a dos Velhos e ados Novos) que não eram colocadas em quartel ficando “Áchamada” nas suas residências.

Habilidade no uso de ferramentas, grande conhecimento da área.

Em suma conhecimento do terreno, disponibilidade total,facilidade de deslocação, uso do mínimo de equipamento, mas omáximo do corpo e da arte.

Brigadas Florestais (1972 – 1980)


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Com cerca de 22 elementos, sendo um deles um o guarda florestal e outro o motorista,

tinham uma atuação bem coordenada rodando de posições entre o abrir de fachas de contenção, o apoio com batedores ao contrafogo feito pelo chefe ou por elementos mais experientes e por posição mais recuada na linha de vigilância a reacendimentos. Estes “harmónios” escolhendo os locais mais apropriados e por vezes em linhas de milhares de metros fechavam por completo os incêndios. Populares e outros funcionários iam preenchendo as linhas procedendo aos rescaldos e vigilância.

O verão de 1975, chamado de “verão quente” pela luta politica então travada, foi na realidade uma das épocas onde temperaturas elevadas conjugadas com períodos muito grandes de secas e dias contínuos de vento de leste levaram á ocorrência de Grandes Incêndios Florestais. Durante semanas coordenamos o combate a grandes incêndios quer na Serra do Gerês quer na Serra da Cabreira. O fogo já em 1974 tinha ameaçado entrar na Mata do Cabril com um grande incêndio na Serra Amarela. Nessa fase e nesses incêndios o apoio exterior, apesar de muito limitado, era dado por bombeiros e militares.

A partir dos anos 1979, no caso do PNPG, o combate aos incêndios florestais fica definitivamente entregue aos bombeiros sendo desmanteladas as Brigadas de Incêndios passando os trabalhadores do Parque a dar apoio.

Após o grande incêndio de Covide em 1984, onde arderam cerca de 2000 ha, surge em 1989 aquele, que quanto a nós, foi o mais devastador e danoso dos grandes incêndios da região que aqui chamamos de Incêndio Rio Caldo / Bouça da Mó, mas que por norma gostamos de chamar “Incêndio da Lixeira”. Na realidade este grande incêndio é o resultado de três que se juntam tendo sido um deles e o inicial aquele que deflagrou junto á Lixeira da Vila do Gerês.

1984

1989

Figura 1. Cartografia dos grandes incêndios de 1984 e 1989 da Serra do Gerês. A vermelho os três distintos focos de incêndio, sendo aquele que aparece ao centro o foco inicial junto á antiga

Lixeira da Vila do Gerês. Este grande incêndio de 1989 foi sem dúvida um dos mais violentos e danosos que

percorreu a Serra do Gerês. As marcas por ele deixadas chegam aos dias de hoje sendo a recuperação que muitas vezes se verifica noutros casos aqui deveras impossível. A perda da melhor mancha de pinheiro bravo do país, o alastramento da mancha de mimosas e das áquias


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bem como a erosão e os danos causados em todo o nicho ecológico são sem dúvida irrecuperáveis. O fogo passeou pela Mata de Albergaria atingindo uma boa área da floresta de carvalhal. Para todos quantos trabalhávamos no Parque Nacional da Peneda Gerês o sentido de revolta era enorme. O crime cometido, conforme conclusão do Guarda Álvaro Branco no seu auto de incêndio (fig. 2), peca apenas por não ser mais explicito pois para além de indicar a causa como queima de origem criminosa poderia ir mais além apontando os seus responsáveis.

Figura 2. Fichas de incêndio levantadas pelo Guarda da Natureza Principal Álvaro Fernandes

Branco. A área indicada nos autos é de 2650 ha, mas dada a extensão e dificuldades de medição

pensamos que tal como é referido em vários documentos da época terá ultrapassado os 3000 ha. O governo, numa ação de imagem, decreta que toda a madeira ardida não poderia ser

vendida a madeireiros em asta pública como norma habitual pelo que foi criado um “parque de madeiras” na Serra da Cabreira e feito o corte e extração por parte do Estado. Foi sem dúvida o negócio mais ruinoso a que assistimos pois o preço final da madeira em lote acabou por ser inferior ao valor em pé.

Vários foram os grandes incêndios após 1989, mas um dos que maior dimensão e danos causou foi o incêndio de Agosto de 1998 que varreu 5000 ha de floresta na serra da Cabreira. Estava-mos em plena EXPO 98 e as chamas aproveitando-se da estiagem mas sobretudo da alguma descoordenação quer das forças de combate quer das outras entidades lavraram a seu belo prazer acabando por se apagarem por si próprias naquilo que são sus os limites naturais. Tudo quanto foi poupado nos grandes incêndios de 1975 é agora de forma ligeira deixado consumir. Conhecedores da Serra da Cabreira, das suas belezas e potencialidades, foi para nós um erro coletivo injustificável de desleixo e abandono. Após 26 anos de serviço no Parque Nacional da Peneda Gerês a resolução estava tomada: Tomada de posse como Responsável pelo Sector de Gestão do Património Florestal de Vieira do Minho e Abadia.

Apesar das dificuldades dos anos de 2003 e 2005, onde o país foi recordista em área ardida, a área sob a nossa responsabilidade de gestão não sofre incêndios significativos. Fruto do trabalho incansável dos funcionários dos serviços florestais e de uma excelente articulação com os bombeiros, todas as ocorrências que ano após ano foram surgindo, acabaram por ser rápida e eficazmente dominadas.


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Talvez devido a esse fato novo desafio nos é lançado: convite do então Ministro da Administração Interna Dr. António Costa para o cargo de 2º Comandante Operacional Distrital.

A aceitação é imediata!!! O puder contribuir para diminuir aquilo que é considerada uma das maiores tragédias nacionais não poderia da nossa parte ter uma recusa.

Logo após a tomada de posse e numa correria sobretudo na área da formação com cursos de Posto de Comando, Estado Maior, Incêndios Florestais, entre outros, somos deparados com a elaboração (no prazo de 8 dias) de um relatório sobre um incêndio em Valdozende - Terras de Bouro com a área de 194 ha, dos quais 42 de povoamentos e o restante de matos. Esta ocorrência que aparecia no SGIF, não tinha sequer sido aberta no Comando Distrital nem tão pouco tinha sido enviado para ela qualquer meio dos bombeiros ou de outra força. Na realidade ela tinha ocorrido e o obrigatório REIF, Relatório Especial de Incêndios Florestais com alguma dificuldade sobretudo na parte referente á cartografia teve de ser feito.

No dia 4 de Junho de 2006, ainda em fase de preparação para a chamada “Época de Incêndios” surge o Grande Incêndio de Fragoso em Barcelos. A verificação das insuficiências e das falhas no Dispositivo constata com a área ardida: 2537 ha sendo 1757 ha de povoamento na sua generalidade de eucalipto com idades entre os 15 e os 30 anos. Após quase uma semana de combate e de um mediatismo desabitual procedemos á análise e estudo da ocorrência concluindo que num raio de 8 km em torno do ponto de origem tinha havido, desde o dia 4 de Janeiro, 74 tentativas de fogo posto!!! Tratava-se por parte dos proprietários florestais da vontade de através do fogo proceder ao controlo de uma praga do Eucalipto.

1757 ha Povoamentos780 ha Matos

2537 ha

Barcelos /Fragoso4 de Junho 2006

Figura 3. Cartografia do Grande Incêndio de Fragoso – Barcelos.

Esta ocorrência, marcante pelo inesperado no início das funções de 2º Comandante Distrital

despertou continuamente o melhor dos nossos interesses, quer pelo estudo de caso então elaborado, quer pelo REIF enviado superiormente. Em finais da primavera de 2010, procedemos ao estudo da área ardida no sentido de proactivamente serem verificadas as condições naturais para a repetição da ocorrência. Juntamente com o então Adjunto do Comando Distrital, Eng. Armando Silva e com o 2º Comandante dos Bombeiros de Esposende, Manuel Pinto, percorremos toda a área e concluímos que pelo desenvolvimento arbóreo dos povoamentos antes de 2013 não existiria um potencial risco de um grande incêndio. Erro de cálculo dos três operacionais já que no


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ano de 2012 o grande incêndio se repete e agora com uma área de 1886 ha (1711 ha + 175 ha). Desconhecemos neste caso as causas e motivações.

Mas voltemos ao ano de 2006 onde após aquele início de Junho, com a grande ocorrência de Fragoso, se verificou apenas na primeira quinzena de Agosto um período de dias consecutivos de risco máximo de incêndio que vieram a tornar infernal quer os Distritos de Braga e Viana do Castelo quer a vizinha Galiza. Em Viana do Castelo era o Grande Incêndio do Mezio que já lavrava a mais de uma semana e na Galiza os incêndios eram tantos e tão grandes que mereceram o apoio de combatentes portugueses.

DiaDistrito

Braga Porto Viana Vila Real Aveiro

1 de Agosto 3 3 3 3 32 de Agosto 4 3 3 3 33 de Agosto 4 4 4 3 34 de Agosto 5 4 4 4 35 de Agosto 5 4 4 4 36 de Agosto 5 4 4 4 37 de Agosto 5 5 5 5 48 de Agosto 5 5 5 5 49 de Agosto 5 5 5 5 4

10 de Agosto 5 5 5 5 411 de Agosto 5 5 5 5 412 de Agosto 5 5 5 5 413 de Agosto 5 5 5 5 414 de Agosto 5 5 5 4 315 de Agosto 4 4 4 4 3

5 Risco Máximo

4 Risco Muito Elevado

3 Risco Elevado

Risco de Incêndio Diário por Distrito na Primeira Quinzena de Agosto de 2006

Figura 4. Risco de Incêndio na primeira quinzena de Agosto de 2006

Em função das notícias do Mezio e da Galiza e do número crescente das ocorrências no

Distrito de Braga, foram tomadas uma série de diligências no sentido de alertar e preparar os APC e em particular as forças do Dispositivo.

Nesse sentido o Comando Distrital com o Governo Civil e Oficiais de Ligação das diferentes Entidades, efetuou uma visita ao Gerês a uma potencial zona para a ocorrência de um grande incêndio florestal. Falamos da área Rio Caldo / Bouça da Mó que com o seu histórico de 1984 e 1989 poderia já conter as fragilidades necessárias para uma grande incêndio.


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DE COSTAS DA DIREITA PARA A ESQUERDA: Nelson Rodrigues (PNPG), Hercílio Campos (CODIS), Tinoco Ferreira (GNR), Céu Osório (PNPG) e Henrique Reis (DGRF).

Visita ao Gerês dia 25 de Agosto de 2006

DE FRENTE DA ESQUERDA PARA A DIREITA: Paulo Dias (2º CODIS), Fernando Moniz (Governador Civil), Manuel Pereira (Câmara Municipal Terras de Bouro), Henrique Pereira (Director do PNPG), Lúcio Pinto (Adjunto Governo Civil).

Figura 5. Visita ao Gerês para estudo de uma potencial área onde pudesse vir a ocorrer um

grande incêndio. Essa visita prepara antecipadamente toda a ação de intervenção e comandamento de uma

ocorrência que surge dali a oito dias muito próximo do Santuário de S. Bento da Porta Aberta em Rio Caldo. Apesar de um total em área ardida de 168 ha foi considerada como muito bem sucedida em função da potencial área de cerca de 5000 ha disponível para um grande incêndio.

Na análise da ocorrência foram verificadas uma série de situações que aliadas dificultaram o combate. A título de exemplo e por serem comuns em muitas das grandes ocorrências vejamos:

1 - Apesar da rapidez e da quantidade de forças de primeira intervenção, é nosso parecer que terá havido algum desvio e perda de tempo por parte dos bombeiros na tentativa de salvar as colmeias do Presidente da Junta de Rio Caldo que estava em sua defesa.

2 - A saída de um dos meios aéreos para abastecimento impediu a articulação em “Task Force” deixando progredir um dos flancos para áreas onde os meios terrestes não podiam chegar.

3 - O Ponto de Água situado mais próximo de S. Bento, apesar de inicialmente cheio, acabou por ficar inoperacional para meios aéreos.

4 - O vento soprou em rajadas fortes e com mudanças de direção durante toda a ocorrência. 5 - Feito o estudo da área verificou-se a existência de uma contínua facha de floresta com

uma extensão de 7,5 km sem qualquer caminho ou via penetrante. 6 - A potencial estrutura que permitiria o corte do incêndio estava totalmente interdita com

impedimento de circulação. 7 - Se em determinada fase do incêndio os meios aéreos se tornaram escassos, fases

houve em que quase pecaram por excesso. Não sendo a sua entrada no TO coordenada pelo Posto de Comando, nem tão pouco a sua retirada para abastecimento, verificou-se que entre as 12 e as 14 horas todos os meios estiveram em abastecimento.

8 - A articulação entre forças, ainda em fase de estruturamento do Dispositivo, não terá sido a melhor.

9- Alguma relutância por parte de forças apeadas em entrar em zonas de escarpa para trabalho com ferramenta manual.

10 – Existência de grande quantidade de matéria vegetal seca debaixo de fios de alta tensão que impediram a aproximação dos meios aéreos e demoraram as ações quer de combate quer de rescaldo.

Estes aspetos foram alguns dos constrangimentos sentidos pelo Comando nesta ocorrência e que viriam parte deles a aparecer como recorrentes no Grande Incêndio que ocorreu nesta mesma área em Agosto de 2010.

Após um ciclo de 12 dias consecutivos de risco máximo de incêndio (fig. 6), verificaram-se, senão em simultâneo mas em contínuo, três grandes incêndios na zona do Gerês.


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Comando Distrital de Operações de Socorro de Braga

Risco de Incêndio – 05AGO2010 – 16AGO2010

Figura 6. Risco de Incêndio de 5 a 16 de Agosto de 2010.

Depois de oito focos de incêndio terem contribuído para um grande incêndio (785 ha), que

acabou por consumir praticamente toda mancha florestal do Baldio de Rio Caldo do Perímetro Florestal da Abadia, surge um outro cujo foco inicial próximo do paredão da Barragem de Vilarinho das Furnas mas que rapidamente alastrou para toda a vertente sul da serra Amarela passando para a vertente norte já no Distrito de Viana do Castelo e vindo a consumir quase na sua totalidade a Mata do Cabril. Esta última ocorrência aparece dividida em duas, tendo a de Braga uma área de 2377 ha, mas que somos de parecer que na sua totalidade (Braga e Viana) terá sido próximo dos 6000 ha.

Após estas duas grandes e desgastantes ocorrências, surge o Grande Incêndio Rio Caldo / Bouça da Mó (1479 ha) com três focos iniciais na zona da Calcedónia que acaba por repetir grande parte da área dos incêndios de 1984 e 1989.

Esta ocorrência tem contornos de grande dificuldade, dada a carga humana (época de grande afluxo de turistas e peregrinos) que na data se encontrava na Vila do Gerês, e o grau de perigosidade de um incêndio florestal lamber a área periurbana da Vila e chegar a ameaçar as habitações. Necessidade do corte total das vias de acesso á Vila, evacuação do Parque de Campismo, ativação do Plano Municipal de Emergência.

Em jeito de conclusão, verificamos durante 43 anos de função e atividade na região do aumento progressivo, quer em número quer área e violência, de grandes incêndios florestais. O conhecimento dessa realidade é fundamental quer para os elementos de Comando quer para todos os APC envolvidos no Sistema. O seu estudo e divulgação é quanto a nós fundamental e imperioso.


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Comando Distrital de Operações de Socorro de Braga

Incêndio Calcedónia – Oc. 47138 – 10AGO2010 – 16AGO2010

Área Ardida

Ocupação do solo Área (ha)

Mato 710

Mimosas 167.2

Pinheiro bravo 422

Povoamento misto(resinosa\folhosa) 151.42

Carvalhal 16.24

Pinheiro silvestre 8

Eucalipto 4.14

TOTAL 1479

Figura 7. Incêndio da Calcedónia.

Nesse sentido, o registo das Grandes Ocorrências nos REIF, Relatórios Especiais de

Incêndios Florestais deve no nosso entender ser elaborado de forma sistemática e de apurado rigor para poderem servir de orientação e estudo aos combatentes do futuro. Verificamos alguma fragilidade na sua elaboração a nível nacional e sem nunca terem uma profunda e necessária discussão. Por outro lado alterações de procedimento, quer nos prazos de apresentação que nas áreas (inicialmente 100 ha, depois 1000 ha e agora 500 ha) parece-nos também não ser um bom contributo. Os formatos e questões solicitadas bem como os prazos de elaboração merecem também a nossa crítica.


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INCÊNDIOS FLORESTAIS E RISCO DE IGNIÇÃO NOS DISTRITOS DE COIMBRA E CASTELO BRANCO, ENTRE 1981 E 2010

Sofia Bernardino NICIF – Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais

[email protected]

Luciano Lourenço Departamento de Geografia

Faculdade de Letras da Universidade de Coimbra [email protected]

Joana Gonçalves

NICIF – Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais [email protected]

RESUMO O risco de ignição de incêndio florestal é um dos elementos fundamentais a ter em conta num processo de ordenamento da floresta portuguesa, neste caso concreto, aplicado aos distritos de Castelo Branco e Coimbra, que servem de área/objeto de análise e reflexão. A utilização de índices de risco de incêndio florestal adaptados ao território, com base na previsão de variáveis meteorológicas, pode ser uma boa ferramenta a usar na redução das eclosões bem como na diminuição da dimensão das áreas ardidas.

Palavras-chave: risco de ignição de incêndio florestal; Castelo Branco e Coimbra; índices de risco de incêndio florestal; variáveis meteorológicas.

ABSTRACT The risk of ignition of forest fire is one of the fundamental elements to be considered in the planning process of the Portuguese forest, in this case, applied to the districts of Castelo Branco and Coimbra, which will be the area / object of analysis and reflection. The use of the forest fire risk indexes adapted to the territory, based on the prevision of meteorological variables, can be a good tool in reducing ignitions and size of burned areas. Keywords: risk of ignition of forest fire; Castelo Branco and Coimbra; Forest fire risk

indexes; meteorological variables.


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INTRODUÇÃO O clima determina, de forma muito importante, a quantidade e o tipo de vegetação de cada

região e a dinâmica sazonal do seu teor de humidade, influenciando direta e indiretamente a ocorrência de incêndios e respetiva proporção (Pyne et al., 1996).

Portugal beneficia de condições climáticas favoráveis, comummente com outros países que apresentam um clima com características mediterrâneas, ou seja, apresenta, regra geral, verões quentes e secos, os quais favorecem a eclosão e a rápida progressão dos incêndios florestais (L. Lourenço, 2004).

É, geralmente, durante a época de verão, que este processo se manifesta com maior incidência e consequentemente o tema dos “incêndios florestais” adquire uma maior notoriedade junto da comunicação social, especialmente desde o ano de 2003, cuja manifestação revelou um carácter catastrófico, tanto pelas áreas ardidas daí resultantes como pelos enormes prejuízos a diversos níveis, revelando, até certo ponto, a impotência dos meios humanos para o seu controlo e extinção, surgindo frequentemente o conceito de “risco”, cujos limiares de transição entre as várias classes são, por vezes, desconhecidos ou, então, confundidos.

Todavia, quando se fala de “risco de incêndio florestal”, muitas vezes consideram-se apenas os processos nele envolvidos, ou seja, os fatores de risco, tais como elementos meteorológicos (temperatura e humidade relativa do ar, rumo e velocidade do vento, precipitação), topografia, combustível, fonte de ignição,… quando o risco de incêndio florestal é bem mais complexo, pois depende muito das vulnerabilidades associadas a cada espaço florestal, as quais devem ser também averiguadas para se poder falar em “risco”.

No entanto, mesmo quando consideramos apenas um dos processos envolvidos no risco de incêndio florestal, neste caso, o meteorológico, cuja maior incidência ocorre efetivamente durante os meses de verão, não podemos deixar de considerar as outras estações do ano, na medida em que ele também pode nelas manifestar-se e, por vezes, causando tantos ou mais danos que muitos incêndios de verão, pois, embora as causas dos incêndios sejam múltiplas e variadas (L. Lourenço, 1994), apenas alguns deles apresentam condições, designadamente em função da situação meteorológica, para se desenvolverem e progredirem, podendo transformar-se em grandes incêndios florestais (L. Lourenço, 2004b).

Assim, sabendo-se que apenas alguns tipos de tempo são favoráveis à ocorrência de incêndios florestais (F. Rebelo, 1980), ainda que sejam na sua grande maioria provocadas por causa humanas, nomeadamente negligentes e intencionais, é a conjugação de condições particulares de temperatura e humidade relativa do ar que possibilitam a ignição e facilitam a propagação de um grande número de incêndios, pelo que a componente meteorológica não deixa de ser fundamental na análise de risco.

Desta forma, a previsão do risco de incêndio florestal pressupõe uma análise específica das condicionantes de índole meteorológica, porque são aquelas que apresentam maior variabilidade e porque, em maior ou menor grau, estas regulam outras variáveis físicas, em particular, o estado dos combustíveis (L. Lourenço, 1992 p. 117). A utilização de determinados índices de risco, simples e adaptados ao território, vêm assumir-se como uma boa ferramenta para o planeamento de estratégias de prevenção e, sobretudo, da gestão do dispositivo de combate aos incêndios florestais. Esta gestão está dependente da análise da tendência diária do risco meteorológico de incêndio florestal, cujas variáveis vão condicionar e vão determinar a sua maior ou menor gravidade, devendo constituir, portanto, um fator decisivo para a mobilização de meios e o empenhamento de recursos, cujos efetivos seriam, deste modo, variáveis ao longo do tempo, bem como nos diferentes espaços geográficos existentes no território.

Dada a importância da gestão dos dispositivos, este trabalho surgiu como complemento de outros anteriores, designadamente com o objetivo central de alargar o período de estudo, analisando a evolução diária do risco meteorológico de incêndio florestal ao longo de um período normal, ou seja, de 30 anos, correspondentes às três últimas décadas (1981-2010), comparativamente com o número de ocorrências e as áreas ardidas nesses mesmos dias. Para o efeito consideraram-se as estações meteorológicas de Coimbra e Castelo Branco e, como área de estudo, escolheu-se a correspondente a esses dois distritos (fig.1).


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Figura 1. Localização dos municípios dos distritos de Coimbra e Castelo Branco

Fonte dos dados – Instituto Geográfico Português. A escolha desta área de estudo, prendeu-se, por um lado, com a disponibilidade de dados

para a abordagem a realizar neste trabalho, mas ficou a dever-se, sobretudo, ao facto de ambos os distritos estarem localizados no centro do território continental, onde beneficiam de condições climáticas que se aproximam tanto das mais húmidas, sentidas a NW, como das mais secas, vividas a sul do território, do mesmo modo que, por se desenvolverem desde o litoral até à fronteira, passando pelo interior montanhoso, integram a realidade geomorfológica do território, sentida tanto pelos distritos mais litorais, como pelos do interior, e por conseguinte, podem ser também considerados representativos dos diferentes tipos de vegetação existente em Portugal, o combustível florestal que alimenta os incêndios, razões pelas quais consideramos a área escolhida como representativa da realidade dendrocaustológica nacional que se pretendeu ilustrar.

Em termos da metodologia utilizada neste estudo de avaliação do risco de incêndio, começámos por analisar tanto a frequência como a extensão dos incêndios, em cada distrito, ao longo do período compreendido entre 1981 e 2010, recorrendo, para o efeito, ao tratamento estatístico dos dados disponibilizados pelo Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas, e à sua respetiva representação gráfica e cartográfica.

Do mesmo modo, através dos dados meteorológicos diários relativos às variáveis da temperatura, humidade relativa e precipitação, cedidos pelo Instituto Geofísico da Universidade de Coimbra, para esta cidade, e dos dados obtidos pelo então Instituto de Meteorologia, atual Instituto Português do Mar e da Atmosfera, para Castelo Branco, conseguimos analisar, nos dois distritos e de forma retrospetiva, a evolução diária dos elementos meteorológicos antes mencionados comparativamente com a ocorrência de incêndios florestais permitindo observar, de forma direta, algumas das tendências anuais ou cíclicas para esta ocorrência, com base nas condições que se iam verificando em termos meteorológicos.

Posto isto, procedemos à análise do risco meteorológico de incêndio. Para tal, recorremos ao Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Florestal, proposto por Luciano Lourenço, em 1992, e que apresenta um algoritmo de cálculo estruturalmente muito simples, requerendo apenas que se dividam os valores da temperatura máxima do ar, em graus centígrado (ºC), pelos valores da humidade relativa mínima do ar, em percentagem (%), obtendo-se as condições de maior risco:


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Consoante o valor obtido, o risco escalona-se em cinco graus. Deste modo, sempre que o resultado seja igual ou superior à unidade, estaremos perante situações de alto risco de ignição de incêndio florestal, que será tanto mais elevado quanto maior for o valor obtido (Tabela I).

Tabela I – Definição de Classes de Risco, segundo o IRDIFmáxLL. Classe

de risco Grau de risco Intervalo de classe Classe de risco

1 reduzido 0,00 – 0,49 verde

2 moderado 0,50 – 0,99 amarelo

3 elevado 1,00 – 1,49 laranja

4 muito elevado 1,50 – 1,99 vermelho

5 máximo ≥ 2,00 Vermelho escuro Adaptado de L. Lourenço, 2004b

A partir da determinação diária do IRDIFmáxLL, procedeu-se à representação gráfica dos

valores obtidos para ambos distritos, no período considerado, e, para uma análise mais aprofundada, foram escolhidos dois anos com características contrárias. Numa última fase, procedeu-se à correlação entre o índice utilizado e o número de ocorrências para os anos analisados.

1. CARATERIZAÇÃO DENDROCAUSTOLÓGICA DE PORTUGAL CONTINENTAL.

Segundo os dados disponibilizados pelo Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas para Portugal Continental, no período compreendido entre 1981-2010 observou-se um aumento significativo do número de ocorrências de incêndios florestais, bem como da dimensão da área ardida (fig. 2), situação que acarreta um grande leque de consequência ambientais e de prejuízos socioeconómicos, conduzindo paulatinamente o País para uma alteração/degradação da sua floresta. Nestes 30 anos ocorreram cerca de 570 000 incêndios, o que perfaz uma média anual de quase 20 000 ocorrências, a que corresponderam mais de 3 350 000 hectares área ardida, o que se traduz numa média anual de mais de 110 000 ha de floresta incinerada.

Figura 2. Número total de ocorrências de incêndios florestais e dimensão total de área ardida em

hectares, no período compreendido entre 1981-2010. Fonte dos dados: Instituto da Conservação da Natureza e das Floresta.


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Relativamente à distribuição espacial dos incêndios florestais em Portugal Continental, verifica-se que foi nas áreas mais densamente povoadas que se concentrou o maior número de ignições, atendendo a que a maioria dos incêndios florestais resultaram de causas humanas. Todavia, as maiores percentagens de áreas ardidas concentraram-se nas regiões montanhosas do interior centro e norte, com o distrito da Guarda a tomar a dianteira, seguido pelos distritos de Castelo Branco, Viseu, Vila Real e Coimbra, dois dos quais serviram de amostra ao presente estudo. Em contrapartida, foram os distritos localizados mais a Sul que apresentaram percentagens de áreas ardidas mais reduzidas, os de especialmente Évora, Beja, Lisboa e Setúbal (fig.s 3 e 4).

Figura 3. Distribuição, por distrito, da percentagem média anual de área ardida e do número médio anual de ocorrências por 100 km2 em Portugal Continental, no período de 1981-2010.

Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.


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Figura 4. Distribuição do total de ocorrências e de área ardida, entre 1981 e 2010, por distrito.

Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas. Por sua vez, numa análise à distribuição temporal dos incêndios florestais por décadas,

verifica-se que na maior parte dos distritos a grande evolução se registou da década de 1980 para a de 1990, uma vez que na década seguinte os valores se mantiveram elevados (fig. 5). Os distritos que mais se destacaram foram sobretudo os do Porto, Braga, Aveiro e Lisboa.

No caso dos distritos em estudo, o distrito de Castelo Branco seguiu a tendência geral de aumento de ocorrências, da década de 1980 para a de 1990. Contudo, na década seguinte, revelou um decréscimo semelhante ao do anterior aumento. Por sua vez, o distrito de Coimbra apresentou uma certa regularidade ao longo de período em análise (fig. 5).

No que às áreas ardidas diz respeito, verifica-se alguma irregularidade em termos da evolução decenal nos diferentes distritos, ainda que a tendência geral seja de aumento da primeira para a segunda década e da segunda para a terceira, de que é exemplo o distrito de Castelo Branco. Curiosamente, o de Coimbra foi a única exceção, tendo-se observado redução da área ardida da primeira para a segunda década e desta para a terceira (fig. 6). Embora não seja objetivo deste trabalho perceber porque é que tal sucedeu, é um facto que deveria merecer análise por parte das entidades competentes.

Figura 5. Distribuição do total de ocorrências, por década e por distrito.



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Figura 6. Distribuição do total de área ardida, em hectares, por década e por distrito.

Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas. 2. TRINTA ANOS DE INCÊNDIOS FLORESTAIS NOS DISTRITOS DE CASTELO BRANCO E

COIMBRA.

Em termos de evolução do número de ocorrências nos distritos de Castelo Branco e de Coimbra, no período compreendido entre 1981-2010, observou-se uma grande variabilidade anual, não existindo uma tenência geral ao longo dos anos.

No entanto, pode dizer-se que, caso de Castelo Branco, o valor mais baixo se registou no ano de 1982, com menos de 200 ocorrências, mais precisamente 135, e o valor máximo correspondeu ao ano de 1995, que ultrapassou as 1200 ignições, pelo que foi o mais problemático nesta série de anos, pelo que entre eles a tendência foi a do aumento do número de ocorrências. A partir dessa data, a tendência foi em sentido contrário, apontando para uma gradual redução do número de ignições.

No distrito de Coimbra, os primeiros cinco anos corresponderam a um progressivo aumento do número de ocorrências, com o valor máximo em 1985, a rondar 1400 ignições. A partir do ano seguinte os valores situaram-se sempre abaixo de 1000 ocorrências, com oscilações até valores inferiores a 400 ignições, em 1997, pelo que se esboça uma ligeira tendência no sentido decrescente (fig. 7).

No total dos 30 anos registaram-se, no distrito de Coimbra, 19 614 ocorrências, o que representa cerca de 653 ocorrências em termos médios anuais. Por sua vez, o distrito de Castelo Branco deteve 17 401 ocorrências, o que perfaz uma média anual de 580 ocorrências.

No que diz respeito às áreas ardidas, podemos dizer que a localização geográfica e sobretudo as características orográficas de ambos os distritos, são favoráveis à progressão de incêndios florestais.

Em termos gerais, e de acordo com dados disponibilizados pelo ICNF, o distrito de Castelo Branco registou, ao longo dos 30 anos de análise, um total de 327 557 hectares de área ardida, o que representa um valor médio anual de 10 919 hectares, ao passo que o distrito de Coimbra registou 269 949 hectares de área queimada, o que se traduziu numa média de 8 998 hectares por ano.


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Figura 7. Distribuição anual do total de ocorrências de incêndios florestais registadas nos distritos

de Castelo Branco e Coimbra, no período compreendido entre 1981-2010. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Se estes valores são relativamente próximos, já a sua distribuição no tempo apresenta

comportamentos ligeiramente diferentes, com o distrito de Coimbra a deter as áreas mais elevadas na esmagadora maioria dos anos do primeiro quindénio, ao passo que no segundo período a situação se inverteu, com o distrito de Castelo Branco a deter a primazia na generalidade dos anos (fig. 8). Em termos dos anos mais críticos, verificamos que também se distribuíram pelos dois distritos. Em 2003 o distrito mais afetado foi o de Castelo Branco, que viu arder mais de 90 0000 hectares de floresta, com quatro incêndios de grandes dimensões, com área ardida individual superior a 9 000 hectares (DSVPF, 2003), designadamente nos concelhos de Proença-a-Nova (36 019ha, com início em 01 de Agosto), Fundão (19 561ha, em 27 de Julho) e da Sertã (9 105ha, em 19 de Julho e 9 980ha, em 30 de Julho). Por sua vez, o ano de 2005 foi mais problemático no distrito de Coimbra, com um total de de 48 227 hectares queimados (fig. 8). Neste ano, o distrito de Coimbra foi afetado por três incêndios de grandes proporções (DSDF), um deles com início a 19 de Julho, no distrito da Guarda, tendo consumido 15 837ha, parte deles no distrito de Coimbra, onde a 13 de Agosto se iniciou outro, que varreu 15 394ha, no concelho de Pampilhosa da Serra e, a 19 de Agosto, um terceiro que entrou no perímetro urbano da cidade de Coimbra, com 12 147ha.

Figura 8. Distribuição do valor anual de área ardida em hectares, nos distritos de Castelo Branco

e Coimbra, no período compreendido entre 1981 e 2010. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.


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Se, agora, considerarmos os valores totais por décadas, verificamos um acréscimo de

ocorrências no distrito de Castelo Branco, de 5 165, em 1980, para 7085, na década de 1990, verificando-se, na década seguinte, uma diminuição para valores semelhantes aos anteriores. Por sua vez, o distrito de Coimbra manteve os valores bastante próximos, ao longo das três décadas de análise, embora com uma ligeira tendência de redução (fig. 9), uma vez que eles variaram de 6651, em 1980, para 6266, em 2000.

Figura 9. Distribuição do número médio de ocorrências registadas nos distritos de Castelo Branco

e de Coimbra, por década, entre 1981 e 2010. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Em termos de evolução do valor das áreas ardidas por década, os dois distritos apresentam

um comportamento contrário, como já foi referido. Com efeito, enquanto o distrito de Castelo Branco mostra uma tendência para o aumento das áreas ardidas década após década, o distrito de Coimbra mostra uma tendência oposta baseada, para progressiva redução do valor da área queimada em cada década (fig. 10), situação que deveria merecer estudo por parte das entidades responsáveis pela prevenção e combate aos incêndios florestais.

Figura 10. Distribuição decenal do valor total de área ardida, em hectares, registada nos distritos

de Castelo Branco e de Coimbra, entre 1981 e 2010. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Em termos de representação espacial da manifestação dos incêndios florestais na área de

estudo, relativamente aos valores médios anuais de ocorrências, verificamos que há maior concentração nos concelhos do distrito de Coimbra, sobretudo nos concelhos de Coimbra, Figueira-da-Foz, Miranda do Corvo, Lousã e Vila Nova de Poiares, Tábua e Oliveira do Hospital. Em contrapartida, no caso do distrito de Castelo Branco, verifica-se menor incidência de ocorrências, cuja maior representatividade corresponde aos concelhos de Covilhã, Belmonte e Fundão (fig. 11). De facto, as ignições de incêndios florestais estão intimamente ligados a causas humanas, pelo que ocorrem mais incêndios onde há maior concentração de população.

Por sua vez, a representação espacial da percentagem média anual das áreas ardidas por concelhos mostra que as áreas mais problemáticas se localizam no interior, em especial nas regiões montanhosas dos concelhos de Arganil, Góis e Pampilhosa da Serra, no distrito de Coimbra, bem como nas dos concelhos da Covilhã, Castelo Branco e Fundão, no distrito de Castelo Branco (fig. 11), o que em parte decorre do despovoamento e do envelhecimento da população destas áreas interiores.


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Figura 11. Representação espacial do número médio anual de ocorrências por 100Km2 e da percentagem média anual de área ardida, por concelho, nos distritos de Castelo Branco e de

Coimbra, durante o período compreendido entre 1981 e 2010. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

3. RISCO DE IGNIÇÃO DE INCÊNDIO FLORESTAL NOS DISTRITOS DE CASTELO BRANCO

E COIMBRA. O EXEMPLO DOS ANOS DE 1997 E DE 2005 Para efetuar a análise do risco de incêndio florestal recorremos a um índice de cálculo

simples, o Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Florestal (IRDIFmáxLL), proposto por Luciano Lourenço (1990), mas que apesar da simplicidade do algoritmo apresenta uma boa correlação entre as variáveis meteorológicas usadas e o grau de risco de incêndio para determinado local.

O IRDIFmáxLL foi calculado para cada um dos 365 dias do ano, relativos ao período compreendido entre 1990 e 2010, para as estações meteorológicas de Castelo Branco e Coimbra, com base na informação a relativa aos valores diários da humidade relativa mínima, em percentagem, e da temperatura máxima, em graus centígrados.

Não cabe apresentar aqui os resultados deste estudo, pelo que optámos por, a título de exemplo, tratar apenas dois anos, os de 1997 e de 2005, o primeiro por ter apresentado valores reduzidos de ocorrências e de área ardida e, o segundo, por ter sido problemático em ambos distritos.

3.1. O ano de 1997.

O ano de 1997 caracterizou-se por se apresentar bastante húmido, em virtude dos elevados

quantitativos pluviométricos registados em todo o território nacional. Este facto, contribuiu para manter elevados teores de humidade nos combustíveis e no solo, o que se mostrou determinante em termos dendrocaustológicos, pois foi pouco favorável à ignição e propagação de incêndios, pelo que foi dos anos menos problemáticos, ou seja, um dos que registou menos ocorrências e áreas ardidas mais reduzidas.

3.1.1. Castelo Branco.

Como habitualmente, o distrito de Castelo Branco apresentou a maior concentração de

ocorrências durante os meses de verão do ano de 1997. No entanto, os meses primaveris também registaram um número de ocorrências considerável (fig. 12), facto que está relacionado com o valor da temperatura máxima do ar ter registado valores superiores aos da humidade relativa, coincidentes com quantitativos pluviométricos bastante escassos, ou inexistentes (fig. 13).

Estas condições meteorológicas permitiram que o risco de deflagração de incêndio florestal não tivesse ido além de Elevado, apresentando-se mesmo durante vários dias de verão com valor


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Reduzido (fig. 14) ,o que originou condições desfavoráveis à ignição e ao desenvolvimento de incêndios florestais.

3.1.2. Coimbra

O ano de 1997, no distrito de Coimbra, apresentou um comportamento dendrocaustológico

semelhante ao de Castelo Branco, com valores reduzidos de ocorrências, bem como de área incinerada. Do mesmo modo, verificou-se uma maior concentração de ocorrências nos meses de julho, agosto e setembro, bem como durante o mês de março, que registou as maiores áreas ardidas (fig. 15). No entanto, não só porque os quantitativos pluviométricos nos meses de verão foram superiores aos valores normais, mas também porque as humidades relativas apresentaram valores mais elevados do que os habituais nesses meses (fig. 16), o IRDIFmáxLL, em Coimbra, nunca atingiu o risco máximo nem sequer o nível muito elevado, pelo que foi um ano considerado de baixo risco de ignição de incêndio florestal (fig. 17).

3.2. O ano de 2005.

O ano de 2005, ao contrário do de 1997, caracterizou-se por apresentar, em todo o território

continental, quantitativos de precipitação bastante inferiores aos valores normais, tendo sido classificado como um ano extremamente seco, ao ponto de ter registado o valor mais baixo de precipitação anual desde 1931. Para além disso, foi também um ano quente, tendo-se registado um valor da temperatura média máxima do ar superior à normal. Por último, os meses de verão apresentaram-se muito quentes, o que levou o Instituto Português do Mar e da Atmosfera a considerá-lo como o mais quente dos últimos 75 anos, para o que muito terá contribuído a situação de seca severa e extrema definida para a grande parte do território, condições meteorológicas que se manifestaram extremamente favoráveis à ignição e, sobretudo, à progressão dos incêndios florestais.

3.2.1. Castelo Branco.

Em função das condições expostas, não será de admirar que, no distrito de Castelo Branco,

o ano de 2005 tenha registado, logo no seu início, vários pontos de ignição que se atenuaram no mês de abril (fig. 18) devido a que nos meses de janeiro a março os quantitativos de precipitação não foram representativos, ao contrário do que sucedeu em abril (fig. 19). Depois, durante os meses de verão houve um aumento tanto do número de ocorrências como da área ardida, tendo-se registado ocorrências até meados do mês de outubro.

De facto, as condições meteorológicas foram muito favoráveis, não só porque a precipitação ocorrida foi bastante reduzida ou mesmo nula, mas também porque os valores de humidade relativa mínima se mantiveram bastante baixos, com vários dias em que foram inferiores aos da temperatura máxima verificada. Apenas a partir do final do mês de outubro começou a ocorrer precipitação, o que fez aumentar os valores da humidade relativa e, ao mesmo tempo, baixar os da temperatura do ar.

Deste modo, o comportamento do índice de risco diário evidenciou a permanência risco elevado e muito elevado durante vários dias consecutivos, nos meses de verão (fig. 20). Por outro lado, apesar do índice de risco de incendio ser reduzido nos meses de janeiro e fevereiro, pelo facto de não ocorrer precipitação e de se ter prolongado a situação de seca, favoreceu o número de ignições, visto o teor de humidade dos combustíveis ser muito baixo..

3.2.2. Coimbra.

A maior concentração de incêndios florestais no distrito de Coimbra, no ano de 2005,

registou-se nos meses de junho a outubro (fig. 21) fruto de condições meteorológicas muito favoráveis (fig. 16). Como sucedeu em Castelo Branco, os primeiros meses do ano, de janeiro a março, a precipitação foi escassa, pelo que estes foram meses secos. O mês de abril já registou alguma precipitação, embora reduzida, quando comparada com a normal. A partir do final do mês de abril verificou-se um aumento progressivo da temperatura do ar, que se manteve elevada durante os meses de verão (fig. 22), ultrapassando 40ºC no mês de agosto. A humidade relativa mínima atingiu valores também bastante reduzidos neste período, determinando vários dias com risco máximo de deflagração de incêndio florestal (fig. 23), o que ajuda a explicar as vastas áreas ardidas.


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Figura 12. Distribuição dos valores diários de ocorrências de incêndios florestais e de área ardida

em hectares, no distrito de Castelo Branco, no ano de 1997. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Figura 13. Distribuição dos valores diários da temperatura máxima do ar (ºC), da humidade relativa mínima (%) e da precipitação (mm) registados no ano de 1997, em Castelo Branco.

Fonte dos dados: Instituto Português do Mar e da Atmosfera.

Figura 14. Evolução diária do Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Florestal, no

ano de 1997, no distrito de Castelo Branco. Fonte dos dados: Instituto Português do Mar e da Atmosfera.


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Figura 15. Distribuição dos valores diários de ocorrências de incêndios florestais e da área ardida

em hectares, no distrito de Coimbra, no ano de 1997. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Figura 16. Distribuição dos valores diários da temperatura máxima do ar (ºC), da humidade

relativa mínima (%) e da precipitação (mm) registados no ano de 1997, em Coimbra. Fonte dos dados: Instituto Geofísico da Universidade de Coimbra.

Figura 17. Evolução diária do Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Floresta, no

ano de 1997, no distrito de Coimbra. Fonte dos dados: Instituto Geofísico da Universidade de Coimbra.


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em hectares, no distrito de Castelo Branco, no ano de 2005. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Figura 19. Distribuição dos valores diários da temperatura máxima do ar (ºC), da humidade relativa mínima (%) e da precipitação (mm) registados no ano de 2005, em Castelo Branco.

Fonte dos dados: Instituto Português do Mar e da Atmosfera

Figura 20. Evolução diária do Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Florestal, no

ano de 2005, no distrito de Castelo Branco. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Fonte dos dados: Instituto Português do Mar e da Atmosfera.


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em hectares, no distrito de Coimbra, no ano de 2005. Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Figura 22. Distribuição dos valores diários da temperatura máxima do ar (ºC), da humidade

relativa mínima (%) e da precipitação (mm) registados no ano de 2005, em Coimbra. Fonte dos dados: Instituto Geofísico da Universidade de Coimbra.

Figura 23. Evolução diária do Índice de Risco Máximo de Deflagração de Incêndio Floresta, no

ano de 2005, no distrito de Coimbra. Fonte dos dados: Instituto Geofísico da Universidade de Coimbra


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CONCLUSÃO O risco de incêndio florestal esteve sempre presente nas floresta dos distritos de Coimbra e

Castelo Branco, ao longo do período de estudo, designadamente pelas condições meteorológicas que nelas se fazem sentir.

Assim, todos os anos, embora mais nuns de que noutros, o risco de incêndio florestal se manifestou, por vezes, com grandes proporções, traduzidas em vastas áreas completamente incineradas, sobretudo durante a época de verão, causando elevados prejuízos.

Ao longo do período estudado, foram vários os fatores que contribuíram para, em certos anos, agravar o risco de incêndio florestal, como sejam a persistência de determinadas condições meteorológicas, por vezes traduzidas em eventos climáticos extremos, tais como ondas de calor e períodos de seca. Por outro lado, as mudanças verificadas ao nível da estrutura da população e dos seus sectores de atividade, entre outros, traduzem outro conjunto de fatores que, paulatinamente, ao longo dos anos, acabaram por indiretamente fazer aumentar o risco de incêndio.

A aplicação do Índice de Risco de Deflagração de Incêndio Florestal (IRDIF) aos distritos de Castelo Branco e de Coimbra, nos anos de 1997 e 2005, mostrou uma relação positiva entre a ocorrência de incêndios e as condições meteorológicas, traduzidas em graus de risco, ou seja, quando o risco era mais elevado, também se registava o maior número de ocorrências e áreas ardidas de maior dimensão.

Contudo, o IRDIF não determina a ocorrência dos incêndios, apenas permite estabelecer eventuais correlações. Todavia, o que mais importa ressaltar deste estudo é que se as condições meteorológicas condicionaram a ocorrência e o desenvolvimento dos incêndios florestais, o ser humano também foi interventor, quer gerindo a floresta, quer criando mecanismos de defesa contra os incêndios, contrariando assim a influência negativa de algumas condições meteorológicas.

De facto o comportamento destas condições foi semelhante nos dois distritos, pelo que a principal conclusão deste estudo, a merecer reflexão, foi a de que no distrito de Coimbra, o valor médio de ocorrências da área ardida nas três últimas décadas, sofreu uma substancial redução, perante sensivelmente o mesmo número médio de ignições, ao passo que no distrito de Castelo Branco esse comportamento foi contrário, com um aumento da primeira para a segunda década, porventura justificável em função do aumento do número médio de ocorrências, mas como continuou a aumentar na terceira década, quando o valor das ocorrências diminuiu significativamente, o que deixa de ter justificação plausível, mas que deve merecer reflexão profunda, porque nela poderá estar o princípio da solução para o problema dos incêndios florestais.

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www.icnf.pt/portal/florestas INSTITUTO GEOFÍSICO DA UNIVERSIDADE DE COIMBRA: http://www1.ci.uc.pt/iguc/ INSTITUTO GEOGRÁFICO PORTUGUÊS: http://www.igeo.pt/ INSTITUTO PORTUGUÊS DO MAR E DA ATMOSFERA: www.ipma.pt/pt/


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A IMPORTÂNCIA DA SINUOSIDADE RODOVIÁRIA NA EFICÁCIA DO ATAQUE INICIAL AOS INCÊNDIOS FLORESTAIS EM ÁREAS MONTANHA.

O CASO PARTICULAR DA SERRA DA LOUSÃ.2

Fernando Félix NICIF - Núcleo de Investigação Cientifica de Incêndios Florestais


Luciano Lourenço

Departamento de Geografia Faculdade de Letras da Universidade de Coimbra

[email protected]

RESUMO Os incêndios florestais implicam a deslocação dos meios terrestres de combate para as manchas florestais, por estradas e caminhos que tendem a colocar entraves à sua progressão, designadamente a sinuosidade rodoviária e o gradiente de declives, atrasando a resposta do ataque inicial, contribuindo indiretamente para o aumento das áreas ardidas, situação que tende a agravar-se nas áreas de montanha.

Palavras-Chave: Incêndios florestais; Sinuosidade; Risco de ignição; Locais Estratégicos de Pré-posicionamento; Serra da Lousã.

ABSTRACT The road sinuosity importance in the initial attack efficacy on forest fires in mountain areas. The particular case of Serra da Lousã – Forest fires involves the movement of the land combating means to the forest areas by roads and paths that tend to holdup their progress, like the sinuosity of a road and the slopes gradient, delaying the initial attack response, thereby increasing burned areas, a situation that tends to be worsen in the mountain areas.

Key-words: Forest fires; Sinuosity; Ignition risk; Strategic Places of Pre-positioning; Serra da Lousã.

2 Este artigo resulta de um trabalho que está a ser desenvolvido como tese de mestrado, pelo primeiro autor, que deixa aqui

alguns problemas com que se depara o combate aos incêndios florestais nas áreas de montanha em geral e na Serra da Lousã, em particular.


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INTRODUÇÃO Todos nós estamos habituados, pelo menos durante o período de verão, a ouvir o som

estridente das sirenes das viaturas de combate aos incêndios florestais, que ecoa enquanto serpenteiam ao longo das estradas e caminhos florestais em marcha de emergência acudindo populações e bens que se encontram em perigo, devido à proximidade das chamas, que ano após ano consumem hectares da nossa floresta e que, na perspetiva dos aflitos, chegam sempre atrasados,

Os incêndios florestais não são um fenómeno endémico, pelo que não estão restritos a um único local no planeta Terra. A sua ocorrência mostra uma grande distribuição espacial, não homogénica, pelas diversas coordenadas do planeta, que se estendem do Canada à Austrália. A Europa também não escapa ilesa, apresentando quer no passado quer no presente, uma grande manifestação de ocorrências deste fenómeno, especialmente nos países da bacia do Mediterrâneo. Portugal pertencente aos países do sul da Europa que sofre influência do clima mediterrâneo e, com maior ou menor passividade, habituamo-nos a assistir, todos os anos, à destruição de milhares de hectares de floresta consumida pelo fogo e à alteração dos ecossistemas florestais (L. LOURENÇO, 1991), pelo que “à semelhança de outros países da bacia mediterrânea, os incêndios florestais são os principais responsáveis pela destruição de elevadas parcelas das nossas matas e florestas” (X. VIEGAS e L. LOURENÇO, 1989).

Contudo este flagelo, apesar de comum a todo o território continental, não se distribui de forma uniforme. As cinco Regiões portuguesas apresentam valores díspares, quer no que respeita ao número de ocorrências, quer à quantificação das áreas ardidas. “Com efeito, embora mais de 50% dos fogos florestais ocorram na Região Norte, é a Região Centro aquela que regista a maior área ardida, com valor superior a 60% do total da área queimada” (L. LOURENÇO, et al., 1993). Um fator que ajuda a explicar esta situação é o facto da Região Centro ter uma presença significativa de áreas montanhosas (L. LOURENÇO et al., 1993).

Todos os grandes incêndios florestais começam por ser pequenos focos. O que distingue um foco de incêndio de um grande incêndio florestal é a sua dimensão. Para a redução da dimensão das áreas ardidas é fundamental um Ataque Inicial (ATI) eficaz e eficiente aos fogos nascentes, travando a sua evolução, debelando-os e extinguindo-os. Então porque é que na Região Centro a dimensão das áreas ardidas é superior à média nacional? O que leva os incêndios florestais a atingirem, repetidamente, grandes dimensões? Será que as restantes Corpos de Bombeiros têm recursos humanos com mais formação ou tecnologia mais evoluída?

L. LOURENÇO et al. (2001) referiu que “fatores físicos podem também contribuir de forma indireta para os incêndios florestais, […] Um excelente exemplo disso, é a forma como o relevo vigoroso e acidentado, vai agravar o risco de incêndio, não só porque ao proporcionar elevadas diferenças de altitude com declives consideráveis, mas também porque imprime um traçado sinuoso às estradas, o qual condiciona a velocidade máxima de circulação rodoviária, aumentando o tempo necessário para percorrer as distâncias entre os quartéis de bombeiros e os pontos mais afastados da sua esfera de atuação, já de si longos, mas a assumirem maior significado quando se trata de combate a incêndios florestais, e, muito em especial, do primeiro “ataque” a fogos nascentes”. Deste modo, as áreas de montanha apresentam, tendencialmente, um risco de incêndio florestal elevado devido não só às suas proeminências físicas, mas também pelos seus constrangimentos naturais, tais como o clima, o declive, o isolamento, uso do solo, modos de vida, que conjuntamente dificultam o próprio combate aos incêndios florestais, e, ainda, pelas grandes distâncias que os meios terrestres de combate têm de percorrer e, por último, pelos entraves que colocam à sua própria deslocação, diminuindo a eficácia do ATI.

Deste modo, os concelhos das áreas de montanha necessitam de uma abordagem cuidada, ajustada às suas realidades demográficas e condicionalismos territoriais. Por exemplo, Rudolf GEIGER (1980, cit. por C. SILVA e L. LOURENÇO, 1995) refere que o “clima de planície nada tem a ver com o clima de montanha, mesmo que virtualmente contíguos. Também o clima de uma encosta virada a Norte é diferente do clima de uma encosta virada a Sul, mesmo que a distância entre ambas não exceda a centena de metros”. Ora, sendo o clima um elemento chave para a ignição e propagação dos incêndios florestais, Rudolf GEIGER (1980) demonstra, também, que o


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“clima do bosque varia em função das espécies florestais, da densidade, do seu escalonamento vertical […]” Sendo assim, na análise do risco de incêndio florestal, para além da análise das variáveis climáticas e topográficas, torna-se necessário englobar o uso do solo, com real destaque para o tipo da floresta e o meio natural ou seminatural em que está inserida, de modo a que se possam identificar as áreas criticas que necessitam de um ATI mais rápido, para que se debelem os focos de incêndios à sua nascença, de modo a que a sua extinção seja mais fácil e antes que atinjam grandes proporções e acarretem uma intervenção mais musculada.

1. AS ÁREAS DE MONTANHA E O ATAQUE INICIAL AOS INCÊNDIOS FLORESTAIS As montanhas constituem espaços de excecional valor ambiental, quer pela sua riqueza de

formas, patentes nas singularidades geomorfológicas, quer pela manutenção da biodiversidade, marcada nas paisagens naturais de espécies pouco comuns e pela integridade dos seus recursos e reservas (FERNANDES, 2004).

O histórico e sempre atual interesse dos geógrafos pelas áreas de montanha está, diretamente, relacionado com o que foi anteriormente descrito, bem como, com as fragilidades que estas apresentam, dependendo da época e lugar, dos contextos socioeconômicos e culturais, sendo necessário uma reconversão e reorientação funcional destes espaços, de a modo a que possam ultrapassar a crise social, económica e territorial que, no geral, atinge as montanhas (P. CARVALHO, 2008).

O. RIBEIRO (1945) refere que Portugal “aparece separado em duas regiões de relevo, não só distintas, mas de certo modo opostas. O Sul possui 61,5% das terras baixas, inferiores a 200 metros: é a região das planuras e dos planaltos médios […]. O Norte, pelo contrário, compreende 95,4% das áreas superiores a 400 metros. A terra alta está presente por toda a parte e cimos de mais de 1000 metros levantam-se a 50 quilómetros do mar”. M. J. FERREIRA (1999) identificou “uma centena de concelhos, a maioria com 400 – 700 metros de altitude, correspondentes a cerca de um terço do território nacional e a 15% da população”. P. CARVALHO (2008) refere que a montanha representa cerca de 20% do território continental.

Os espaços de montanha são percebidos como áreas de grandes imposições físicas, existindo varias tipologias para classificar o relevo: em função da origem, a exemplo de FAIRBRIDGE (1968), do ponto de vista estético, da altura/altitude e da forma. KING (1967) elaborou uma classificação que leva em conta apenas as montanhas produzidas nos cinturões orogenéticos, deixando todos os outros tipos de fora. Para a geomorfologia, em geral, considera-se montanha como uma elevação cuja altura em relação à base é maior do que 300 metros e com vertentes de inclinação acentuada. Esta é a forma mais simples para classificar montanhas, de acordo com BATES & JACKSON (1976) e PRICE (1981). A montanha como entidade geográfica é classificada usualmente, de modo qualitativo, como espaço barreira, espaço sagrado, espaço grandioso, (MONTEL MOLINA, 2002) mas por outro lado é também percebido como espaço vazio, temido, maldito e odiado (L. CUNHA, 2003) pelos sacríficos que decorrem das imposições físicas associadas às áreas de montanha.

Os esforços e sacrifícios que a montanha impõe face às suas imposições físicas, as grandes limitações de solo e clima, os baixos rendimentos, o isolamento, a escassez de serviços, são fatores que contribuíram historicamente para a saída das suas gentes e consequentemente para a desarticulação da sua estrutura socioeconómica. Estes aspetos são agravados quando se localizam em regiões interiores, já elas com graves debilidades estruturais, o que gera processos de migração e de rutura com o sistema produtivo tradicional, conduzindo para uma situação de crise estrutural, agravada, simultaneamente, pela sua fragilidade (FERNANDES, 2004).

No sentido de se dar uma maior vivacidade a estas áreas, populacionalmente “silenciosas” e economicamente “mortas”, houve um forte crescimento da economia florestal, os madeireiros instalaram-se desenfreadamente nestas áreas e com eles as espécies de crescimento rápido como o pinheiro bravo (Pinnus pinaster), o eucalipto (Eucalyptus globulus), entre outras, geralmente sem qualquer tipo de regulamentação ou politica/estratégia definida. Por outro lado, a própria reincidência dos incêndios florestais e a ação antrópica têm modificado o arranjo florístico. Por isso, hoje, caracteriza a Serra da Lousã apresenta extensas áreas de monocultura do pinheiro bravo (Pinnus pinaster) e de eucalipto (Eucalyptus globulus) (fig. 1). As formações arbustivas são, na sua maioria, constituídas por mato, composto por espécies mediterrâneas de elevada inflamabilidade, nomeadamente, diversas variedades de urzes (Erica sp.), giestas (Citisus sp.), tojos (Ulex sp.) carquejas (Chamaespartium tridentatum), estevas (Citus ladanifer) e medronheiros (Arbustus unedo) (L. LOURENÇO e A. NAVE, 2006).


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Figura 1. Exemplos do coberto vegetal da Serra da Lousã.

Autor: F. Félix. (10/05/2012) O abandono da vida rural, de viver no e do campo, levou a que muitos dos espaços

agrícolas outrora cultivados, fossem abandoados e, consequentemente, invadidos pela floresta circundante, numa primeira fase, por mato e, depois, por espécies arbóreas, o que contribuiu para o aumento do risco de incêndio florestal, que “dadas as características mediterrâneas do clima português, um dos principais riscos que afeta, hoje, a vida das populações mesmo em Montanha é, sem sombra de dúvida, o risco de incêndio florestal“ (L. CUNHA, 2003). Com efeito, a alternância entre uma estação chuvosa, que permite uma elevada (re)produção do coberto vegetal e consequente disponibilidade de biomassa, combustível, e um alongado período seco e quente, à volta de 4 meses, gera condições para que a biomassa arda facilmente.

No entanto, a maioria das montanhas, e particularmente as mediterrâneas, não podem entender-se à margem de ação antrópica milenar, uma vez que “O homem é o complemento do quadro físico, sem o qual ficaria destituído de vida, movimento, ação”. (M. B. A. SERRA, 1961)

Numa análise à distribuição da população residente da Serra da Lousã, verifica-se que a população se aglomera nas cotas baixas, inferiores a 400m, situação particularmente visível a Norte (fig. 2). Nas altitudes mais elevadas temos pequenos focos de população, dispersos.

Figura 2. Distribuição da população da Serra da Lousã por principais lugares, 2011.

Autor: F. Félix. Fonte dados: CAOP, Censos 2011 e Atlas do Ambiente.


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Um outro aspeto a ter em conta é a forma como se agrupam as casa que formam as

diferentes povoações, pois o povoamento não só se estende ou se ramifica ao longo das principais vias de comunicação, como que acompanhando-as no seu percurso (fig. 3.a), mas também há agrupamentos nítidos, formando pequenos aglomerados, dispersos pela Serra da Lousã (fig. 3.b). Por sua vez, o desenho do traçado das estradas também salta logo à vista, pois tende a ser bastante sinuoso na área de montanha, dado que é condicionado pela orografia, “belo monstro de xisto e granito com a terra a encher-lhe os ocos do esqueleto […] contorce-se aqui, alteia-se acolá, abaixa-se mais adiante, para altear de novo, […], e logo se ramifica que nem centopeia de pesadelo” (FERREIRA DE CASTRO, 1979), imprimindo um traçado sinuoso às estradas que a serpenteiam invariavelmente, enquanto que nas cotas mais baixas o traçado é mais retilíneo e existe um maior grau de cobertura da rede de estradas, comparativamente com as cotas mais elevadas.

Figura 3. Principais tipos de povoamento existentes na serra da Lousã.

Fonte: M. B. A. SERRA, 1961. Esta situação coloca algumas dificuldades ao combate aos incêndios florestais. A

concentração de população no tecido urbano, nas proximidades do quartel, como que o sufoca, dificultando, a deslocação dos meios de combate, através de uma malha urbana muito preenchida, que têm que prestar auxilio a toda a população, mesmo àquela que se encontra isolada nas áreas altas, com fracas acessibilidades e onde a distância a percorrer aumenta significativamente com a sinuosidade do sistema rodoviário.

Assim, para um ATI aos fogos nascentes, as estradas assumem um papel preponderante. Realizando um balanço sobre a construção de estradas entre 1937 e 1957, Orlando RIBEIRO in S. DAVEAU (1999) referiu que “quase se não aumentou a rede ferroviária […] as estradas alcatroadas passaram de 3564Km […] a 7495Km […], e os transportes automóveis tomaram enorme incremento, assegurando a deslocação das pessoas e a circulação de mercadorias; mas só nos últimos anos as estradas penetraram na montanha, começando a quebrar o isolamento em que viviam as suas populações: e o autocarro, com maior plasticidade do que o caminho-de-ferro, correndo mesmo com ele nalguns sítios, chamou à vida de relação lugares onde este nunca chegaria.” (Orlando RIBEIRO in S. DAVEAU, 1999).

Artur Teodoro MATOS (1980), refere que elementos de ordem natural foram desenhando o traçado das estradas de Portugal, pelo menos até meados de oitocentos, onde a “rede de estradas se concentrava no litoral, acompanhando e penetrando, sempre que possível, a rede fluvial navegável, mas diluindo-se nas zonas montanhosas do interior”. O interior, com destaque para as áreas de montanha, ficou isolado dos principais eixos nacionais. Estas regiões, já de si débeis, viram-se mais isoladas pelos custos onerosos que a implementação de uma estrada em montanha acarreta (fig. 4). A serra da Lousã ocupou uma posição geográfica semiperiférica em relação aos principais eixos rodoviários de circulação, regional e nacional, e a modernização do seu sistema rodoviário “processou-se de uma forma lenta” (ALEGRIA, 1988).


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Figura 4. Evolução do Mapa Rodoviário

Assim, as regiões topograficamente movimentadas apresentam características desfavoráveis à implementação de um sistema rodoviário retilíneo. Nestas áreas de montanha facilmente encontramos formas de relevo, como os contrafortes, espigões, esporões e gargantas, que obrigam ao desvio do traçado, imprimindo-lhe um perfil sinuoso, que aumenta consideravelmente a distância entre dois pontos, A e B (fig. 5).

Figura 5. Formas de desenvolvimento de um traçado de uma estrada

A – Traçado em ziguezague; C – Traçado acompanhando as curvas de nível; B – Traçado acompanhando o talvegue; D – Traçado cruzando um espigão pelo colo.

Fonte: MACEDO,2008. A Serra da Lousã herdou uma herança pesada devido aos seus constrangimentos

estruturais, onde está patenteado o isolamento, com incidência secular, transversal a toda a serra (P. CARVALHO, 2008). A Serra da Lousã herdou assim uma rede rodoviária cuja estrutura atual revela a sua insuficiência na minimização dos tempos de deslocação e a penosidade das viagens.

A rede de estradas da Serra da Lousã apenas pretendeu fazer a ligação às áreas locais de maior densidade de ocupação, realização dos movimentos pendulares e estimular o comércio e a indústria locais, mas sem responder a estratégias de (re)ordenamento do território urbano e florestal. Esta situação levou a um incremento do sentimento de insegurança nas áreas de montanha, junto das populações rurais, mais próximas ou até mesmo absorvidas pela mancha florestal, pois as populações, embora relativamente acessíveis, no caso dos incêndios florestais, encontram-se isoladas e afastadas dos quartéis dos bombeiros.

b) Mapa das Comunicações do Reino, 1882.

a) O quadro viário lousanense: 1850-1990.


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É sabido que o comportamento do fogo é dinâmico e é determinado pelo declive, vento e combustíveis. A análise do vento e do declive, em contexto de combate, são essenciais para prever a velocidade e intensidade nas diferentes direções de propagação. (MARTINS, 2010).

MCARTHUR (1968) sugere que os declives podem afetar significativamente a taxa de propagação do incêndio, especialmente, imediatamente a seguir à sua ignição. Ele sugere que, quando comparada com terreno plano, a taxa de propagação da frente de fogo vai aumentar duas vezes, com 10º de declive, e quatro vezes, com 20º de declive. CURRY e FONS (1938 e 1940) escreveram que “slope resulted in increased heat transfer between the flame and fuel ahead of it and that the effect of slope is relatively low in the absence of wind, but that the combined effect of wind and slope can be dramatic”, ou seja, que o efeito dos declives é relativamente baixo na ausência de vento, mas que o efeito combinado do vento e do declive pode ser dramático.

Deste modo para um ATI eficiente a focos de incêndio florestais nascentes, de modo a não deixar que um ponto de ignição possa evoluir para um grande incêndio, é fundamental dar especial atenção aos locais em que a capacidade de propagação do incêndio é elevada e em que o ATI não esteja assegurado dentro dos primeiros 20 minutos, devido não só à localização dos quartéis dos bombeiros e, por conseguinte, dos meios de combate que se encontram lá estacionados, mas também devido aos fortes declives que impõem um traçado sinuoso, aumentando as distâncias a percorrer, já de si longas, e que colocam entravas à manutenção de uma velocidade de marcha de emergência que se quer rápida, mas que tende a diminuir, entre outros, com o aumento do gradiente do declive (fig. 6).

Figura 6. Curvas da velocidade média estimada por tipo de veículo.

Autor: F. Félix. Fonte dados: Simulação realiza, com um VLCI e um VFCI, em dois percursos: N236 e M555. Pelas curvas de estimação podemos concluir que a velocidade do Veículo Ligeiro de

Combate a Incêndios (VLCI) cai mais facilmente que a do Veículo Florestal de Combate a Incêndios (VFCI) quando a diferença de cotas aumenta. Fato que pode ser explicado pelo VLCI atingir maiores velocidade e quando se encontra perante aclives tem quebras, perda de velocidade, descendo para valores próximos do VFCI que tem uma velocidade mais linear, embora reduzida. Contudo mesmo o VLCI com perdas de velocidade mais significativas, é sempre mais rápido do que o VFCI, mas, em contrapartida, este transporta quase 6 vezes mais água do que o VLCI.

Sendo assim, é necessário jogar o tempo de resposta na deslocação dos meios em ATI, quer com o rácio dos meios existentes e a sua tipologia, quer com a capacidade do tanque de cada um deles. A título de exemplo, seria útil que as áreas de risco elevado, em que a capacidade de propagação do incêndio é mais intensa, dispusessem de um VFCI com um tempo de primeira intervenção inferior a 10 minutos, enquanto que as áreas em que a propagação do incêndio florestal está mais dificultado, pelos declives suaves e descontinuidade da mancha florestal, tivessem um VLCI com um tempo de resposta até 20 minutos, possibilitando deste modo, com a antecipação dos meios terrestres de combate para Locais Estratégicos de Pré-Posicionamento (LEPP), que toda a área florestal ficasse salvaguarda com um ATI eficaz aos incêndios florestais.


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2. O COMBATE AOS INCÊNDIOS FLORESTAIS A primeira fase de combate aos incêndios florestais consiste na sua detecção, no seu

avistamento. A detecção de um foco de incêndio é um fator determinante para o desenrolar de todas as restantes ações. É a partir da detecção e da forma como esta informação chega aos centros operacionais que se desencadeiam todos os subsequentes procedimentos, desde logo a ativação dos meios de combate. O seu principal objetivo é a redução do tempo entre o início do incêndio e a intervenção dos meios necessários para procederem ao seu controlo e extinção.

Depois de detetado e localizado o incêndio florestal, dá-se o alarme através de um despacho do CDOS para a Corporação de Bombeiros, que não deverá ultrapassar dois minutos, ativando os meios de combate. De entre as Fases Operacionais (FO) previstas no âmbito do ATI destacamos o fator da distância, por ser aquele que, em áreas de montanha, assume especial relevo devido às condicionantes que impõe, de entre as quais merece referência o traçado sinuoso das estradas, não só porque faz aumentar a distância entre os quartéis dos bombeiros e os focos de incêndio, mas também porque, como consequência, retarda a marcha dos veículos e, por conseguinte, o tempo de resposta dos bombeiros.

Não é possível estabelecer com precisão o tempo que medeia entre a deteção do foco de incêndio e a ativação dos meios de combate, nem tão pouco sabemos há quanto tempo o foco de incêndio esteve ativo antes de ser detetado, pelo que para se ter um ATI eficiente e eficaz a primeira intervenção deve ser consumada até 20 minutos.

Tendo em conta que qualquer intervenção dos Bombeiros para combate a incêndios florestais implica, necessariamente, a deslocação de meios humanos para as áreas florestais, em veículos com os tanques atestados de água, a qualidade dos acessos é um aspeto fundamental. Todavia, nem sempre as estradas e caminhos florestais facilitam essa tarefa, pois, pela sua própria natureza, apresentam dificuldades acrescidas para a progressão de homens e máquinas (sinuosidade, aclives, declives, tipo de piso, largura da via), pelo que um dos objetivo do ATI – colocar o primeiro meio de intervenção operacional, no local do incêndio, até 20 minutos depois do despacho inicial, de modo a que, no mais curto espaço de tempo possível, possa projetar sobre o ponto de ignição a quantidade de água necessária e suficiente para a sua extinção, por forma a evitar que este assuma maiores proporções – está à partida bastante condicionado.

Ora, nos concelhos da Serra da Lousã, nos anos de 2001, 2002, 2003, 2005 e 2011, cerca de 97% das ocorrências foram meros fogachos e pequenos ou médios incêndios florestais, entre 0 e 100 hectares (Quadro I). Os grandes incêndios florestais (> 100 hectares) apesar do seu reduzido significado a nível das ocorrências (26, em 5 anos – 2,68%) foram responsáveis por cerca de 95% da área ardida, ou seja, 21.440 hectares, dos quais, cerca de 70%, ocorreram dentro do período crítico, quando o Dispositivo Especial de Combate a Incêndios Florestais estava no seu auge, o que em parte poderá ter resultado da estratégia de combate, assente no estacionamento dos meios nos quartéis, facto que associado à sinuosidade do sistema rodoviário serrano, atrasa o tempo de resposta da primeira intervenção, o que poderá ter contribuído para o aumento das áreas ardidas.

Uma das formas de contrariar esta situação, sobretudo quando as condições meteorológicas são mais críticas, passa pelo destacamento de meios para LEPP (Locais Estratégicos de Pré-Posicionamento), diminuindo assim a distância às áreas florestais e assegurando um ATI mais rápido e eficaz, ao mesmo tempo que também passam a funcionar como fatores de prevenção, dissuasão e vigilância pró-ativa.

Contudo, a resposta dada pelas autoridades competentes com o objetivo de travar esta calamidade tem sido sempre a mesma, o reforço do investimento na aquisição de mais meios e em ações de combate (SERRANO e MARTINS, 2002), embora, como diz ARANHA (2004), seja necessário conhecer as características do terreno e da rede viária pois, de outra forma, os recursos disponíveis ficam muitas vezes impossibilitados de dar o seu real contributo no combate dos incêndios florestais e, consequentemente, os pontos de ignição nascentes evoluem para grandes incêndios florestais.


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QUADRO I – Principais áreas ardidas entre 2000 e 2011.

Hectares Número de Ocorrências em Espaço Florestal (Povoamentos e matos)

Total % 2001 2002 2003 2005 2011

< = 1 154 138 124 284 129 829 85,38

97,33 01-Out 29 13 10 24 10 86 8,86

10 - 100 3 5 4 14 4 30 3,09

Grandes incêndios

100 - 1000 2 3 1 13 1 20 2,06

> 1000 1 0 0 5 0 6 0,62

Ocorrências 189 159 139 340 144 971 100

Área Ardida em Espaço Florestal (Povoamentos e matos)

Hectare Hec. % Hec. % Hec. % Hec. % Hec. % Total %

0-100 225,1 9,6 176,29 15,6 144,29 18,52 564,91 3,17 173,66 25,72 1284,25 5,65

Grandes incêndios

100-1000 378,3 16,1 954,41 84,4 635 81,48 5531,55 31,09 501,42 74,28 8000,68 32,21 94,35

> 1000 1742,3 74,3 0 0 0 0 11697,09 65,74 0 0 13439,39 59,14

Total 2345,7 100 1130,7 100 779,29 100 17793,55 100 675,08 100 22724,32 100%

Fora Período Critico 1822,1 77,68 222,01 19,63 699,62 89,78 3399,43 19,1 581,78 86,18 6724,94 %

29,59

Dentro do Período Critico 523,6 22,32 908,69 80,37 79,67 10,22 14394,12 80,9 93,3 13,82 15999,38 70,41

Autor: F. Félix. Fonte dados: ICNF.

CONCLUSÃO As áreas de montanha, ao perderem população, perdem também os hábitos de trabalhar a

terra. Estes espaços, outrora cultivados e minuciosamente cuidados pelos serranos, são deixados ao abandono e sofrem um processo de simplificação, face ao desaparecimento de determinados usos do solo em que, à pequena escala, a heterogeneidade decresce (Adélia NUNES, 2007).

Nas áreas de maior movimentação do relevo facilmente observamos o despovoamento, bem patente e contínuo no tempo, que conduz à ausência de um verdadeiro ordenamento, pelo que tanto o correto planeamento das atividades agro-silvo-pastoris, como as medidas preventivas de incêndios florestais, tornam-se mais difíceis de concretizar, traduzindo-se posteriormente numa grande dificuldade do combate direto aos incêndios florestais.

Assim, as áreas topograficamente mais acidentadas necessitam de uma resposta ainda mais rápida, em termos de primeira intervenção, não só pela velocidade de propagação de um incêndio na presença de fortes declives, mas também pela sinuosidade rodoviária que tem implicações na distância a percorrer, na manutenção de uma velocidade homogénea e na segurança da condução. Esta realidade assume o seu apogeu nos espaços de montanha, pelo que estas áreas devem ser alvo de estratégias de combate específicas, ajustadas á sua realidade territorial. Deste modo, a abordagem estratégica do combate aos incêndios florestais em áreas de montanha terá de passar pela antecipação de meios de combate para Locais Estratégicos de Pré-Posicionamento, bem identificados, de modo a aumenta o grau de cobertura de cada Corpo de Bombeiros, diminuindo-se assim a distância entre o quartel e o ponto da ignição.

Mário G. PEREIRA, et al., (2005) refere que os distritos costeiros costumam ter uma alta densidade populacional e possuem uma mistura complexa de vários tipos de uso do solo, com amplas adjacências entre as áreas agrícolas ou industriais, e florestais, uma característica que é responsável por um grande número de ignições. No entanto, a fragmentação da paisagem peri-urbana evita a ocorrência de grandes incêndios, facilita a sua detecção, e a rede viária densa facilita um rápido ataque inicial e extinção dos fogos nascente. Isto explica o grande número de


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pequenos incêndios nos distritos de Porto, Braga, Lisboa e Setúbal, pelo que a expectativa de área queimada no momento da ignição tende a ser inferior a 1 hectare.

Por sua vez, nos distritos da Região Centro e no interior de Portugal, onde a topografia é mais acidentada, a paisagem é dominada por extensas áreas contínuas das florestas e matos e a densidade populacional é muito menor do que no litoral, o reduzido número de ignições nestas áreas despovoadas é, no entanto, capaz de originar vários grandes incêndios florestais. Tal fica a dever-se à vulnerabilidade da cobertura vegetal, dada a sua continuidade espacial, a deteção tardia e o difícil acesso aos locais onde os incêndios começam, pois a rede viária apresenta um traçado sinuoso, aumentando a distância entre as corpos de bombeiros e as manchas florestais. Portanto, em comparação com a zona costeira, estas regiões são caracterizadas por um menor número de incêndios, que queimam uma área muito maior (J. M. C. PEREIRA, et al., 1998), pelo que a expectativa de área queimada, associada a estas ignições é dezenas ou centenas de vezes maior do que a das áreas costeiras.

Com efeito, nos concelhos da Serra da Lousã, nos anos de 2001, 2002, 2003, 2005 e 2011, cerca de 97% das ignições foram meros fogachos e pequenos incêndios florestais Os restantes 2,68% das ignições traduziram-se em grandes incêndios florestais que foram responsáveis por cerca de 95% da área ardida (21.440 hectares) nesse período.

Estando a dimensão da área ardida resultante de uma ignição associada às condicionantes geográficas em que ocorre, torna-se crucial a modelação espacial da sinuosidade rodoviária nas áreas de montanha, a qual irá permitir delinear a área de cobertura ideal para cada quartel de bombeiros desenvolver o seu ATI, efetuando eventuais ajustamentos às atuais áreas de atuação “própria”, identificando as áreas criticas, de risco elevado, onde o destacamento de meios terrestres de combate é necessário para uma resposta atempada da extinção dos focos de incêndio nascentes e, consequentemente, reduzindo a dimensão das áreas ardidas.

“O homem do passado viu estes montes cobertos de carvalhos, e o homem do futuro há-de vê-los cobertos de pinheiros. Dantes a natureza e a sua espontenaeidade ; amanhã, a natureza disciplinada e utilizada. (…) Serras nuas, esqueléticas e ossadas, mas de uma beleza que nem o passado viu, nem o futuro há-de adivinhar” (Miguel TORGA, Diário IV, 1999: 453, citado por Paulo de CARVALHO, 2007).

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OS GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS EM PORTUGAL DESAFIOS PARA A GESTÃO DO RISCO

Fantina Tedim Universidade do Porto

[email protected]

Ruben Remelgado European Academy of Bozen/Bolzano

[email protected]

João Martins Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas

[email protected]

Salete Carvalho Universidade do Porto

[email protected]

RESUMO O pressuposto de que os danos de um incêndio são tanto mais elevados quanto maior for a área queimada é demasiado simplista. A relação entre área ardida e severidade do fogo é uma realidade bem mais complexa que deverá ser devidamente equacionada para uma gestão do risco com melhor relação custo-eficácia.

Palavras-chave: Grande incêndio florestal, severidade do fogo, gestão do risco

LARGE FOREST FIRES IN PORTUGAL: CHALLENGES FOR RISK MANAGEMENT

ABSTRACT

The assumption that forest fire damages have a direct relation with the burned area is too simplistic. The relation between the burned area and fire severity is a much more complex reality which should be considered for a more cost-effective risk management.

Keywords: Large forest fires, fire severity, risk management


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INTRODUÇÃO

O termo grande incêndio florestal tem sido utilizado com diferentes significados. Surge sobretudo associado ao comportamento do fogo (McRae e Sharples, 2011), às características e complexidade do combate (Bartlett et al., 2007; Delogu, 2012; Williams, 2010) e à extensão da área ardida.

Esta última forma de abordagem é habitualmente considerada em termos absolutos em função de um limiar quantitativo que apresenta uma grande variabilidade a nível mundial. Na literatura internacional foram encontrados valores que variam entre 20 ha (Dickson et al., 2006) e 100 000 ha (Yates et al., 2008).

A nível europeu também existe uma grande diversidade: 50 ha (Costa et al., 2011; San-Miguel e Camia, 2009), 100 ha (Gauteame e Jappiot, 2013; Moreno et al., 2011), 500 ha (San-Miguel et al, 2013; Romero e Senra, 2006), 1 000 ha (Barros et al., 2012; Dimitrakopoulos et al., 2011; Viegas, 1998; Moreno et al., 1998) e 10 000 ha (Binggeli, 2008). O limite considerado pelos organismos oficiais responsáveis pela gestão dos incêndios florestais de cada país europeu também é diverso. Se, por exemplo, em Portugal se consideram como grandes incêndios florestais os de dimensão ≥100 ha, já em Espanha o limite ascende a >500 ha. Noutros países, como a Grécia, não existe uma definição oficial de grande incêndio florestal (comunicação pessoal de Gavriil Xanthopoulos), embora a propósito da realidade grega Dimitrakopoulos et al. (2011) tenha sugerido o valor de 1 000 ha. Em Itália também não há uma classificação oficial, embora as estatísticas dos incêndios florestais da responsabilidade do Corpo Forestale dello Stato consideram como 500 ha o limite inferior da última categoria de incêndios florestais.

Alguns autores adotam um enfoque relativo relacionando por exemplo, a área ardida com as especificidades do ecossistema (Lutz et al., 2011) ou então com o padrão de ocorrência de incêndios numa região (Gill e Allan, 2008; Romero e Senra, 2006).

Embora menos frequente um grande incêndio também pode ser definido em função da distância percorrida desde o ponto de ignição (Ager et al., 2012; FAO, 2007).

Em Portugal o termo grande incêndio florestal é fundamentalmente utilizado para designar os eventos com uma área ardida de pelo menos 100 ha. Todavia, a área ardida é uma variável que apresenta várias limitações. A consideração do perímetro dos incêndios florestais como uma extensão contínua e afetada com a mesma intensidade limita a compreensão da complexidade espacial e temporal da severidade do fogo e das suas interações com as características da paisagem. Por um lado, o perímetro do incêndio tal como surge cartografado na base de dados do Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas (ICNF) não considera a totalidade das superfícies não queimadas no seu interior, cujas características (p.ex., dimensão, densidade, tipo de ocupação) são fundamentais para compreender o comportamento do fogo, e o impacto das ações de prevenção realizadas, assim como para compreender a recuperação das áreas ardidas. Por outro lado, a intensidade do fogo e consequentemente a sua severidade, é muito variável dentro de um mesmo perímetro e entre diferentes incêndios florestais com dimensão semelhante. Este trabalho apresenta como hipótese de investigação que a extensão da área ardida como variável substituta (indicador proxy) dos danos provocados por um incêndio florestal é muito limitada para o desenvolvimento de medidas sustentáveis e eficazes de redução do risco de incêndio florestal. A investigação desenvolveu-se em duas direções: i) identificar no interior do perímetro de um incêndio ilhas que não arderam; ii) analisar a variabilidade da severidade do fogo dentro de um mesmo perímetro e entre diferentes incêndios florestais com extensão semelhante. 1. DADOS E MÉTODOS 1.1. Dados e área de estudo

A investigação iniciou-se com a análise da base de dados de incêndios florestais, gerida

pelo ICNF, que comporta duas componentes: i) a componente estatística organizada por incêndio


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florestal, com registos desde 1980; ii) a componente cartográfica, com informação disponibilizada por perímetro florestal em shape file, desde 1990.

Para concretizar os objetivos desta investigação, selecionamos quatro casos de estudo (Fig.1) que se referem aos maiores incêndios florestais que ocorreram no Algarve desde 1980 e que têm uma extensão superior a 10 000 ha, segundo o levantamento por nós realizado a partir de imagem de satélite, o que os coloca simultaneamente no top dos maiores incêndios registados em Portugal. O primeiro refere-se ao incêndio que afetou os municípios de Monchique, Portimão, Aljezur e Lagos, entre 7 e 17 de Agosto de 2003 e que queimou aproximadamente 22 968 ha. Em 12 de Agosto uma nova ignição foi registada no município de Silves e que também afetou Monchique. A extensão de área ardida foi de 11 098 ha. Um mês mais tarde surgiu novo foco de incêndio que afetou 22 265 ha não só no município de Monchique mas também nos de Aljezur, Silves e Odemira. O quarto percorreu 23 301 ha dos municípios de Tavira e São Brás de Alportel, entre os dias 18 e 22 de Julho de 2012 e, segundo a base de dados do ICNF, é o maior incêndio alguma vez registado em Portugal.

Figura 1. Localização dos casos de estudo

Como ainda não foi conseguida uma correspondência entre as componentes estatística e

cartográfica da base de dados de incêndios florestais do ICNF e cada perímetro de área ardida pode resultar de mais de uma ocorrência, recorreu-se à imagem de satélite para delimitar os perímetros da área ardida nos quatro casos de estudo, identificar as ilhas não ardidas assim como para avaliar a severidade do fogo. A diferença entre o valor de área apresentada pela base estatística e a obtida pela delimitação do perímetro resulta de distintos procedimentos de obtenção de informação. Por um lado, o que sucede na maioria dos casos é que as ocorrências são lançadas no sistema em tempo real (as áreas de cada uma são posteriormente preenchidas na base de dados). A delimitação da área ardida é feita posteriormente e com recurso a levantamento por GPS e tratamento de imagens de satélite. Esta tarefa, normalmente é feita num momento em que já não é possível definir os limites geográficos de cada uma das ocorrências registadas na base de dados. Esta é a razão que leva a que não exista (ou que não seja fácil de detetar) ligação entre a base estatística e cartográfica.

Em caso de incêndios complexos podem ser encontrados registos distintos na base de dados estatísticos que todavia fazem parte de um mesmo evento. Por exemplo, a história do incêndio de Monchique 1, obtida diretamente de intervenientes nas atividades de combate assim como pelo relatório dos incêndios do município de Portimão (Serviço Municipal de Proteção Civil de Portimão, 2003), permitiu concluir que se tratou de um evento complexo que resultou de várias ignições com registos diferentes na base estatística.


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1.2. Métodos

A evolução dos grandes incêndios em Portugal continental e no Algarve foi realizada com base na componente estatística da base de dados de incêndios florestais do ICNF tendo sido aplicada uma análise estatística descritiva. O cálculo da significância estatística foi realizado pelo método proposto por Bryhn e Dimberg (2011).

As áreas ardidas em Portugal são normalmente delimitadas por equipas de terreno com recurso a recetor GPS. Este tipo de metodologia, apesar de todas as vantagens que apresenta, tem também algumas limitações, principalmente em áreas ardidas de grande dimensão, que apresentam perímetros extremamente longos e recortados. Nestes casos, em que se enquadram as áreas de estudo, os métodos de levantamento de campo tornam-se morosos e a dificuldade de acesso a alguns locais impede a correta delimitação das áreas ardidas. As principais limitações estão relacionadas com as zonas de fronteira (clara definição do perímetro ardido) e com as manchas interiores não afetadas pelo fogo (ilhas).

No presente trabalho, a delimitação das áreas afetadas pelo fogo foi efetuada com recurso a imagens de satélite multiespectrais. Esta opção metodológica permitiu obter uma versão da área percorrida pelos incêndios que se pensa ser mais próxima da realidade, afinando aquela resultante da base de dados oficial, e que foi o suporte da análise no âmbito deste trabalho. Para os estudos de caso de Monchique 1, Monchique 2, Silves e Tavira foram utilizadas as imagens Landsat 5 TM (4 de julho de 2003, 24 de outubro de 2003 e 26 de julho de 2011) e Landsat 7 ETM+ (21 de agosto de 2012, 6 de setembro de 2012 e 21 de outubro de 2012) O principal critério de seleção das imagens relacionou-se com a redução do impacto das diferenças fenológicas da vegetação nos períodos pré e pós fogo.

O pré-processamento das imagens foi desenvolvido em três etapas. Numa primeira instância, seguindo a metodologia desenvolvida por Thome et al. 1994, Teillet et al. 1995 e Chander at al., 2009, foi feita a calibração radiométrica das imagens e a sua posterior conversão para reflectância do topo da atmosfera (TOA). Este procedimento garante a redução de erros das imagens, quer ao nível do sensor, quer ao nível da imagem. No segundo momento, tendo em vista a redução da influência das diferenças de iluminação na imagem foi efetuada a correção topográfica das mesmas. Para este efeito foi utilizado o método Minnaert (Lu et al. 2008). Como passo final da metodologia adotada, de forma a compensar as alterações sazonais dos valores de reflectância (Yang e Lo, 2000) e das características fenológicas da vegetação (Helmer e Ruefenacht, 2007), a normalização radiométrica das imagens assume-se como um passo fundamental para uma eficiente deteção de mudanças na superfície estudada (Du et al., 2002). A redução deste fenómeno foi efetuada através da inclusão do algoritmo MAD (Canty e Nielsen, 2008).

No caso da área ardida de Tavira, a presença de falhas na imagem pós-fogo resultantes da avaria do filtro SLC obrigaram ao desenvolvimento de uma etapa adicional para o seu preenchimento. Neste contexto optou-se pela adoção de uma abordagem multi-temporal, utilizando duas imagens adicionais (6 de setembro e 21 de outubro). As imagens foram empilhadas para criação de um mosaico respeitando a ordem cronológica das imagens recolhidas. De forma a homogeneizar a escala radiométrica das imagens utilizadas o método MAD, proposto por Canty e Nielsen (2008), foi aplicado utilizando a imagem de 21 de Agosto como referencia.

Através de abordagem bitemporal de métodos tradicionais de deteção de mudança como o difference Normalized Burn Ratio (dNBR) e o difference Normalized Difference Vegetation Index (dNDVI) proporcionam um rápido e eficiente método para a delimitação de áreas ardidas e para a avaliação da sua severidade ecológica. Contudo, quando confrontados com superfícies complexas, estes métodos tornam-se altamente ineficientes falhando na distinção de espelhos de água, rochas e solo descoberto nas áreas afetadas (Escuin et al., 2008).

Considerando as limitações associadas aos índices tradicionalmente utilizados, informação espectral adicional foi introduzida de forma a minimizar o ruido criado pela interação de diferentes classes de ocupação do solo na área afetada. Tanto em Monchique e Silves como em Tavira o NDVI (B3 - B4 / B3 + B4), obtido através da imagem pré-fogo, foi utilizado como suporte para a delimitação de áreas cobertas por vegetação permitindo adquirir a área potencialmente afetada. Um valor mínimo de 0.2 foi utilizado. O NBR (B4 - B7 / B4 + B7) obtido através da imagem pós-fogo, foi também utilizado como uma variável adicional recorrendo a um valor mínimo de 0.18. Apesar da eficiência do método proposto na exclusão de áreas não cobertas por vegetação, a presença de áreas agrícolas permanece como um problema, sendo erroneamente classificadas como ardidas após o período de colheita. De forma a minimizar este efeito e filtrar as áreas


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indesejadas, informação cartográfica da ocupação do solo proveniente do Inventário Florestal do ICNF foi introduzida. Concluído este processo, o dNBR, obtido através do cálculo da diferença entre o NBR pré e pós-fogo, foi utilizado para distinguir entre áreas ardidas e não ardidas. 2. RESULTADOS 2.1. Evolução dos grandes incêndios florestais

Em Portugal continental o número de grandes incêndios (≥100 ha) aumentou 103% desde

1980 (Quadro 1). Este aumento foi superior nos incêndios de pelo menos 1 000 ha (180%). Na década de 1980 só se registou um incêndio com mais de 10 000 ha e depois de 2002 ocorreram doze eventos com essa mesma dimensão. Apesar desta evidência não é possível encontrar uma tendência com significado estatístico para os incêndios florestais ≥100 ha (R2=0.0474 e p=0.2315), segundo a metodologia de Bryhn and Dimberg (2011). Estes resultados estão em consonância com as conclusões de Bermudez et al. (2009) que não encontraram uma tendência na ocorrência de grandes incêndios mas identificaram um padrão cíclico com um período de retorno de 3-5 anos. Um outro aspeto a considerar é o aumento da extensão dos maiores incêndios. Entre 1980 e 1989 a maior ocorrência está registada com pouco mais de 10 000 ha, enquanto na primeira década do século XXI surgiram vários incêndios com mais de 20 000 ha. Quadro 1 - Número de incêndios florestais e área ardida entre 1980 e 2012, segundo a dimensão

das ocorrências, em Portugal Continental e no Algarve

Período Território <100ha 100-999ha 1000-9999ha ≥10 000ha

Nº Área ardida ha Nº Área ardida

ha Nº Área ardida ha Nº Área ardida

ha

1980 a

1989

Portugal 71 918 235 745,00 1 052 279 656,90 107 209 409,20 1 10 032,00

Algarve 850 4 170,40 42 11 847,00 4 10 800,00 0 0

1990 a

1999

Portugal 206 978 320 462,13 1 392 394 086,26 147 303 812,62 0 0

Algarve 3 623 4 459,64 30 8 371,91 6 17 271,98 0 0

2000 a

2012

Portugal 309 083 428 651,55 2 047 599 944,78 290 707 632,46 12 189 517,72

Algarve 4 813 3 978,84 28 7 996,67 16 42 581,19 5 87 162,62

Fonte: Dados da Base de Incêndios Florestais do ICNF, 2012.

A evolução da ocorrência de grandes incêndios no Algarve revela-se diferenciada, pois registou um aumento de apenas 6,5%. Se explicavam 5% das ocorrências e 84% da área ardida em 1980-89, já no período de 2000-2012, apenas representam 1% do número de eventos mas são responsáveis por 97,2% da área ardida, o que espelha bem a importância que os grandes incêndios florestais têm assumido no início do século XXI. Neste último período só os incêndios com pelo menos 10 000 ha explicam 62% da área mas apenas 0,1% do número de ocorrências na região. Se o número de eventos com 100 a 999 ha registou mesmo um decréscimo (33%), o de dimensão igual ou superior a 1000 ha aumentou 425%. 2.2. As ilhas não ardidas

A dimensão é uma das métricas mais utilizadas para caracterizar a incidência de incêndios florestais numa região, mas é também uma das mais inconsistentes na forma como é registada. No interior dos perímetros ardidos há um mosaico de parcelas que são afetadas com diferente intensidade do fogo e existem manchas não ardidas (Kolden et al., 2012).

Nesta contabilização, tendo em vista a minimização de erros, e tendo em conta a resolução espacial das imagens adotadas, foram excluídas da análise todas as áreas inferiores a 0,81 ha (1 pixel e vizinhanças). No perímetro do evento de Tavira foram encontradas 435 ilhas que correspondem a 3188 ha de área não ardida e que representam 14% da dimensão total do incêndio (Quadro 2). A percentagem de área não ardida é ligeiramente menor no caso dos incêndios de Monchique 1 (12%) e Monchique 2 (13%) mas o número de ilhas não ardidas é


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ligeiramente superior (460 e 467, respetivamente). O evento de Silves tem uma dimensão significativamente menor do que os anteriores, e por isso o número de ilhas é bem menor (apenas 263), mas a percentagem de área não ardida (19%) é superior à de qualquer uma dos outros casos de estudo.

Em todos os eventos considerados a maior parte das ilhas (> 75%) tem uma dimensão inferior a 5 ha (Quadro 3). Se considerarmos a dimensão máxima das ilhas encontradas em cada um dos casos de estudo verificamos que em Silves é de 154 ha enquanto nos outros perímetros a dimensão máxima é maior (182 ha e 217 ha em Monchique 1 e em Monchique 2, respetivamente). A mancha não ardida de maior extensão tem 1167 ha e ocorreu no perímetro de Tavira. A dimensão média das ilhas é muito semelhante entre Silves (8 ha) e Tavira (7,3 ha) e é menor nos outros dois casos de estudo (5,9 ha em Monchique 1 e 6,3 ha em Monchique 2).

Em relação ao uso do solo também se verificam algumas distinções entre os casos de estudo. Em Tavira as ilhas não ardidas são fundamentalmente constituídas por matos (57%) enquanto em Monchique 2 e Silves a maior parte das manchas não ardidas está ocupada por floresta (63% e 52% respetivamente). Em Silves as ilhas não ardidas ocupadas por matos cobrem 40% do perímetro do incêndio, enquanto em Monchique 2 a sua representatividade é reduzida (18%).

Quadro 2 - Número de ilhas não ardidas segundo a classe de área

Classe de área

Número de ilhas Monchique 1 Monchique 2 Silves Tavira Nº % Nº % Nº % Nº %

<1 68 15 82 18 40 15 71 16.3

1 – 5 303 66 303 65 161 61 279 64.1

5 – 10 40 9 32 7 23 9 40 9.2

10 – 20 30 7 24 5 19 7 23 5.3

20 – 50 11 2 16 3 12 5 17 3.9

50 – 100 4 1 6 1 4 1,5 4 0.9

≥100 4 1 4 1 4 1,5 1 0.2

TOTAL 460 100 467 100 263 100 435 100

Quadro 3 - Dimensão das ilhas não ardidas por classe de área

Classe de área

Dimensão das ilhas (ha)

Monchique 1 Monchique 2 Silves Tavira

Área % Área % Área % Área %

<1 61.5 2 74.6 3 36.0 2 64 2.0

1 – 5 623.8 23 614.0 21 345.5 17 637 20.0

5 – 10 272.0 10 233.6 8 154.7 7 262 8.2

10 – 20 407.6 15 322.3 11 264.3 13 312 9.8

20 – 50 353.9 13 415.7 14 385.7 18 492 15.4

50 – 100 285.6 10 436.7 15 288.6 14 253 7.9

≥ 100 727.3 27 867.4 29 617.4 30 1167 36.6

TOTAL 2732 100 2964 100 2092 100 3188 100

Em Monchique 1 as ilhas não ardidas com ocupação florestal (41%) são mais importantes

do que as com matos (35%). A percentagem de ilhas não ardidas com ocupação agrícola ascende a 21% em Monchique 1 e Tavira, tendo uma expressão muito menor em Monchique 2 (16%) e, sobretudo em Silves (5%).


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2.3. A severidade ecológica Os quatro incêndios florestais considerados têm dimensões semelhantes mas apresentam

contrastes em termos de severidade (Fig. 2). A análise evidencia que o incêndio de Tavira que afetou maior extensão, teve menor severidade. A maior parte da superfície (54%) foi classificada como de média severidade (dNBR com valores entre 0,27 e 0,44) (Quadro 4). Apenas 1% da área ardida apresentou alta severidade.

Figura 2. Severidade do fogo nos casos de estudo

Os eventos ocorridos em 2003, sobretudo Monchique 1, revelaram maior severidade, com

mais de 60% da área ardida nas duas categorias com valores mais elevados de dNBR. Neste evento 44% da área ardida apresenta um dNBR com valores compreendidos entre 0,44 e 0,66 e 29% do perímetro assume mesmo alta severidade (dNBR≥0,66).

O incêndio de Silves apresenta em mais de 60% da área um dNBR ≥0,44, e embora seja o evento estudado com menor dimensão tem severidade superior ao incêndio de Tavira.

A distribuição espacial das áreas com diferente severidade evidencia um padrão muito heterogéneo revelador da elevada complexidade do mosaico criado pelos grandes incêndios no seu perímetro (Fig.3).

Quadro 4 - Severidade do fogo (dNBR) Classes de dNBR Monchique 1 Monchique 2 Silves Tavira

Sem alteração (<0,1) 0% 0% 0% 0%

Baixa severidade (0,1 – 0,27) 2% 7% 2% 11%

Média severidade (0,27 – 0,44) 25% 30% 35% 54%

Média alta severidade (0, 44 – 0,66) 44% 37% 48% 33%

Alta severidade ≥ 0,66) 29% 26% 14% 1%


82

Figura 3. Severidade do fogo. A (Monchique 1, Monchique 2 e Silves), B (Tavira)

3. DISCUSSÃO 3.1. Os grandes incêndios florestais

Mesmo que não seja possível definir uma tendência com significância estatística, os registos existentes põem em evidência que a ocorrência de grandes incêndios aumentou em Portugal continental e no Algarve. O contributo dos grandes incêndios no total de área ardida não deixou de aumentar desde 1980. No Algarve é particularmente relevante que os incêndios estejam a assumir maiores dimensões mas não necessariamente maior severidade, pois o incêndio de Tavira embora tenha maior superfície não assumiu a severidade ecológica e social dos eventos de 2003 que afetaram a serra de Monchique (Tedim et al., 2013). Todavia, a expansão da interface urbano-florestal pode conduzir a cenários futuros mais catastróficos.

Embora na região do Algarve o acréscimo do número dos grandes incêndios florestais não seja tao acentuado (apenas 6,5%) como no total do País, em termos de extensão da área ardida passa-se exatamente o contrário (aumento de 508% no Algarve e de cerca de 200% no total do continente). A ocorrência de incêndios florestais com dimensões extremas, como as dos quatro estudos de caso considerados nesta investigação, evidenciam os limites das atividades de supressão sobretudo quando há uma grande simultaneidade de ocorrências que obriga à dispersão de meios, o que conjugado com condições meteorológicas extremas, reduz a sua capacidade de intervenção. Esta evolução aponta para mudanças no regime de fogo que deverão ser consideradas na gestão do risco.

Num contexto de alterações climáticas em que é expectável um aumento da ocorrência de incêndios assim como da área ardida (Carvalho et al., 2010) e de maior predominância de grandes incêndios (Moreira et al., 2010), importa reforçar a prevenção (p.ex., reduzindo as ignições, a intensidade do fogo, a velocidade de propagação, assim como a vulnerabilidade do ambiente e das sociedades, de modo a mitigar a severidade do fogo) e, paralelamente uma organização de combate ainda mais eficiente. Considerando as limitações na utilização do fogo controlado na região do Algarve impostas pelas condições climáticas e o elevado custo da gestão de combustíveis por meios mecânicos, reconhece-se a importância das alterações do uso do solo e do ordenamento da paisagem na prevenção dos incêndios florestais.


83

3.2. Proposta de classificação dos grandes incêndios florestais A diversidade de valores propostos para a definição de grande incêndio florestal,

nomeadamente na Europa, e o facto de os maiores incêndios ocorridos em Portugal terem ultrapassado a fasquia dos 20 000 ha em 2003, poderiam levar-nos a propor um aumento do limiar para os 500 ha ou mesmo 1000 ha. Todavia, consideramos que deve ser mantido o valor de 100 ha pois traduz uma ocorrência que deve merecer uma atenção especial pois para além de representar uma extensão significativa no contexto da estrutura fundiária portuguesa, requer intervenção de significativos recursos de combate. A análise de ocorrências com esta dimensão deverá permitir retirar lições para uma gestão mais eficaz do risco de incêndio florestal.

Mas, efetivamente, um incêndio de 100 ha e um de 10 000 ha não se distinguem apenas pela extensão mas pelos processos dinâmicos que geram e que se refletem em termos de severidade. Como refere Butry et al. (2008), os grandes incêndios não são "simplesmente pequenos fogos mas mais extensos, mas algo fundamentalmente diferente“ (p.103).

Este pressuposto conduziu-nos a propor uma classificação dos grandes incêndios florestais baseada apenas na extensão da área queimada. Sugerimos que os incêndios com uma dimensão entre 100 e 999 ha se designem de incêndios extensos, os eventos entre 1 000 e 9 999 ha sejam considerados como incêndios muito extensos enquanto os de dimensão igual ou superior a 10 000 ha se designem de incêndios extremos. A designação de mega-incêndio deverá ser deixada para incêndios que assumem elevada severidade quer sob o ponto de vista ecológico quer socioeconómico, independentemente da sua extensão (Williams, 2013; Tedim et al., 2013). Embora os mega-incêndios que até agora identificamos em Portugal sejam superiores a 10 000 ha, não significa que não possam ocorrer eventos de severidade extrema com dimensão inferior que é um cenário possível atendendo à expansão da interface urbano-florestal. Por outro lado, há ocorrências, como a de Tavira que tem mais de 20 000 ha e não é um mega-incêndio.

Em relação aos incêndios com menos de 100 ha propomos que se mantenha a designação de fogachos para as ocorrências com menos de 1 ha, incêndios pequenos são aqueles que têm menos de 10 ha e incêndios médios entre 10 ha e 99 ha. Embora tenhamos chegado às classes propostas apenas considerando a frequência de ocorrência dos incêndios consideramos que um indicador proxy (ou variável substituta) dos processos desenvolvidos pelos incêndios que permitirá validar ou propor novos limites para a classificação proposta, poderá ser a severidade, A análise realizada para o Algarve permite sustentar os limites propostos mas mais investigação será realizada antes de avançarmos na validação dos limiares selecionados. 3.3. Ihas não ardidas e severidade

A investigação realizada demonstrou que as ilhas não ardidas podem representar uma

porção significativa nos perímetros dos grandes incêndios florestais. Estudos realizados por vários autores apontam que o número de ilhas não ardidas aumenta com a dimensão do incêndio (Díaz-Delgado et al., 2004; Eberhart e Woodard, 1987). A investigação de Kolden et al. (2012) confirma esta relação, mas encontra uma correlação fraca. Os nossos resultados corroboram estas conclusões. Por um lado, o número de ilhas no incêndio de Silves, o de menor extensão entre os casos de estudo, é bem menor do que nos outros eventos em análise. Por outro lado, Tavira tem a maior extensão de área ardida mas tem ligeiramente menos ilhas do que os incêndios de Monchique 1 e 2, embora as caraterísticas (em termos de dimensão e de representatividade de manchas não ardidas) sejam muito semelhantes.

Díaz-Delgado et al. (2004) a propósito dos incêndios na Catalunha concluiu que no período de 1975 e 1998 a superfície das ilhas não ardidas aumentou com a dimensão do incêndio. Os nossos resultados mostram que efetivamente o menor valor surge em Silves e, pelo contrário, a ilha de maior dimensão ocorre no perímetro de Tavira. Todavia, se considerarmos como indicador a dimensão média das ilhas não ardidas, os incêndios de Silves e de Tavira apresentam valores semelhantes e superiores aos dos outros casos de estudo.

A análise da severidade do fogo nos quatro perímetros confirma a não existência de uma relação entre a dimensão do incêndio e a severidade do fogo que outros trabalhos já tinham evidenciado (p.ex., Gill e Moore, 1998; Lutz et al., 2011). 3.4. Implicações na gestão do risco

Os resultados desta investigação permitem demonstrar que a intensidade do fogo é uma

variável espacialmente muito variável (Benyon e Lane, 2013) pelo que mapear a severidade e


84

compreender os fatores explicativos é fundamental para melhorar a gestão do risco. A investigação sobre a explicação das ilhas não ardidas assim como do seu padrão espacial e sua interação com as variáveis da paisagem é de importância crítica para a gestão do risco de incêndio florestal e para a recuperação das áreas ardidas. Como refere Moreira et al. (2011) há um debate sobre a importância das caraterísticas das paisagens e das condições climáticas/meteorológicas na ocorrência dos grandes incêndios. Os resultados deste debate têm fortes implicações no desenvolvimento de medidas de prevenção do risco e na gestão da incerteza relacionada com as alterações climáticas.

Atendendo ao elevado custo da gestão do combustível, às limitações na utilização do fogo controlado nalgumas regiões (nomeadamente por questões climáticas e meteorológicas, como acontece na região do Algarve) é fundamental desenvolver conhecimento que permita reduzir a intensidade dos incêndios e a vulnerabilidade dos elementos em risco, mesmo em situações climáticas (p. ex. período prolongado de seca) ou meteorológicas (baixa humidade, ventos fortes e variáveis) extremas.

Embora haja diferentes interpretações do conceito de regime do fogo, a severidade ecológica assim como o padrão e características das ilhas não ardidas dentro do perímetro do fogo constituem variáveis do regime de fogo para alguns investigadores (Gill e Allan, 2008; Groot et al., 2013; Kolden et al., 2012; Stocks et al., 2003).

A integração da avaliação dos danos na análise dos incêndios florestais é fundamental e constitui um desafio para uma maior eficácia na prevenção do risco, sobretudo de eventos extremos.

Propomos que para os incêndios que classificamos como muito extensos e extremos seja definido um protocolo de avaliação da severidade ecológica mas também da severidade socioeconómica. CONCLUSÃO

A investigação que realizamos sobre os grandes incêndios florestais adotou a perspetiva

dos riscos naturais, pois o objetivo é compreender os desafios que este tipo de eventos, que podem assumir não só grandes extensões mas também elevada severidade, colocam à avaliação e gestão do risco.

Os resultados da investigação comprovam que a abordagem focalizada nos perímetros dos incêndios florestais como uma extensão contínua e afetada com a mesma intensidade limita a compreensão da complexidade espacial e temporal da severidade dos incêndios florestais, o que condiciona o desenvolvimento de medidas de gestão do risco com melhor relação custo-eficácia. Só porque um incêndio é grande isso não significa que não seja natural ou indesejável e que assuma necessariamente proporções catastróficas (Keane et al., 2008).

A afirmação de que os danos serão tanto mais elevados quanto mais extensa for a área queimada é demasiado simplista e generalista. A relação entre área ardida e severidade do fogo, na sua vertente ecológica, como ficou demonstrado neste trabalho, e social (Tedim et al., 2013), é uma realidade bem mais complexa. A hipótese que serviu de base a esta investigação é válida e por isso a extensão da área ardida não tem validade como variável substituta (indicador proxy) dos danos provocados por um incêndio florestal.

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AVALIAÇÃO E GESTÃO DO RISCO DE INCÊNDIO FLORESTAL, NO CONCELHO DE GUIMARÃES

Hugo Torrinha Departamento de Geografia, Universidade do Minho

[email protected]

António José Bento Gonçalves CEGOT, Departamento de Geografia, Universidade do Minho

[email protected]

RESUMO O Concelho de Guimarães fica situado no Distrito de Braga, possuindo uma área de 241,05 km2, densamente povoado, com mais de 660 hab/Km2. A sua caracterização permite avaliar as áreas de risco de incêndio, devido à carga de combustível, identificando as áreas de perigo devido à presença humana.

Palavras-chave: risco de incêndio, incêndios florestais, área ardida, ocorrências, causas

ABSTRACT Guimarães is a northern Portuguese city located in the District of Braga, with a area of 241.05 km2, is a densely populated region, with more than 660 hab/Km2. Thus characterization allows to evaluate both the areas of fire risk due to fuel load and to identify hazard areas due to human presence.

Keywords: fire risk, forest fires, burnt area, occurrences, causes


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INTRODUÇÃO

Este trabalho pretende demonstrar a realidade de um concelho com caraterísticas muito

específicas ao nível do seu território, do seu ambiente, bem como ao nível populacional. Aliado, aos fatores anteriormente referidos aparece o minifúndio e o abandono de terrenos agrícolas que se converteram em áreas de matos, e terão, consequentemente, de ser olhados de uma forma mais cuidada, por quem analisa, avalia e gere o risco de Incêndio florestal, no Concelho de Guimarães.

De acordo com o definido no PNDFCI a tipologia do concelho de Guimarães é do tipo T4, caracterizado como um concelho com muitas ocorrências e muita área ardida.

No decorrer deste trabalho, constatou-se que há uma alteração na ocorrência dos incêndios em relação aos meses, semanas, dias e horas em que ocorrem, correlacionando-se esta com as atividade e hábitos humanos que têm sofrido constantes mutações na última década.

1. PARÂMETROS CONSIDERADOS PARA A CARACTERIZAÇÃO DO USO DO SOLO E ZONAS ESPECIAIS

1.1. Ocupação do solo

A ocupação do solo tem uma relação direta com a problemática do risco de incêndio. Assim,

a sua caracterização permite avaliar tanto as áreas de risco de incêndio, devido, por exemplo, à carga de combustível, como identificar as áreas de perigo, devido à presença humana. Através da atualização da cartografia 1:10.000 da Câmara Municipal de Guimarães (CMG), de 2002, e mediante as alterações verificadas em PDM, verifica-se que existem áreas sobrepostas de ocupação de solo, o que se deve, em parte, ao abandono da agricultura que se tem sentido desde as últimas décadas.

Relativamente às áreas sociais (6318,42ha), estas foram validadas de acordo com o PDM (1993) e pode-se observar a consolidação dos núcleos populacionais, principalmente junto às áreas florestais.

As áreas ocupadas por improdutivos (178,08ha) são maioritariamente associadas a pedreiras, enquanto que as áreas ocupadas por superfícies aquáticas (87,97ha), estão associadas aos principais cursos de água permanentes, onde para além de interferirem na localização das áreas ocupadas pela agricultura, desempenham uma função muito importante na Defesa da Floresta Contra Incêndios (DFCI) por nele existirem a maior parte dos pontos de abastecimento de água para combate a incêndios florestais.

No âmbito das implicações que os vários tipos de ocupação de solo podem ter na DFCI, destaca-se o facto do conhecimento a nível local poder ser um aspeto fulcral na tomada de decisão aquando de situações de emergência, nomeadamente no que se refere à localização de áreas de risco, distribuição demográfica, vias de acesso, etc., de forma a poderem ser contabilizados os danos, os riscos e os bens a salvaguardar em determinada área do concelho. 1.2. Povoamentos florestais

Segundo o Plano Regional de Ordenamento Florestal (PROF) do Baixo Minho (região na

qual se insere Guimarães), as principais espécies vegetais existentes nesse concelho, em área florestada, são o pinheiro bravo (270,42ha) e o eucalipto (1250,48ha). No que diz respeito às espécies invasoras lenhosas é de destacar a presença das Acácias (Acacia sp.) e o Ailanthus altissima. Destacam-se ainda as espécies autóctones, com a presença de pequenas manchas de sobreiros (Quercus suber) e carvalhos roble (Quercus roble).

As freguesias de Airão Sta. Maria, Atães, Briteiros Sta. Leocádia, Brito, Conde, Figueiredo, Gonça, Leitões, Longos e Sande Vila Nova (ver figura 1) são as que se encontram mais densamente povoadas de pinheiros e eucaliptos e que, na estação seca, são mais atingidas por incêndios florestais.


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Como se refere no PDM (1994), o Concelho de Guimarães insere-se principalmente em duas zonas fito climáticas, para grandes regiões de arborização: região Submontana Subatlântica, e Região Basal Atlântica. A região Submontana Subatlântica é uma zona onde é possível a diversificação florestal, onde, para além do Pinheiro bravo (Pinus pinaster) se pode recorrer ao Castanheiro (Castanea sativa), ao Carvalho alvarinho (Quercus robur) e a outras folhosas. A outra zona ecológica que ocorre, a Basal Atlântica, é considerada a que melhores aptidões tem para o Carvalho alvarinho, e onde tem possibilidades o Pinheiro bravo e o Eucalipto. No espaço florestal predomina o tipo de floresta mista de Pinheiro bravo e Eucalipto, sendo de realçar alguns núcleos, pequenos mas valiosos, de folhosas principalmente, de Carvalho alvarinho.

Nas zonas ribeirinhas, assim como nas linhas de água principais, ocorrem, com frequência, folhosas tais como: Ulmeiros, Amieiros, Salgueiros, que além do papel ecológico importante que assumem, caracterizam a paisagem que compartimentam.

Figura 1. Enquadramento Geográfico do Concelho de Guimarães.

Fonte: Câmara Municipal de Guimarães. Observando a carta de povoamentos florestais do concelho de Guimarães, ressalta o facto

de se verificar uma assimetria norte/sul. Conclui-se que as maiores manchas contínuas de floresta localizam-se basicamente nas freguesias limites do concelho, a nordeste do concelho (Gonça e S. Torcato), a norte e oeste (Donim, Briteiros S. Salvador, Briteiros Sta. Leocádia, Longos, Leitões e Oleiros) que não terminam nos limites administrativos destes concelhos, estendendo-se para os concelhos vizinhos, como, Famalicão, Braga, Póvoa de Lanhoso, Fafe, Vizela e Santo Tirso (ver figura 1).

Numa apreciação mais pormenorizada à floresta do concelho de Guimarães, podemos caracterizá-la como não heterogénea, do ponto de vista da composição (monoespecífica), com uma estrutura dotada de um elevado grau de combustibilidade, em que as áreas florestais caracterizadas são do tipo estrutura minifundiária de propriedade, que bloqueia as intervenções nos povoamentos e desincentiva o investimento, acrescentando-se ainda a dificuldade de acesso às áreas mais montanhosas. Ao nível das implicações da distribuição de povoamentos florestais, destaca-se o facto de no concelho de Guimarães, as propriedades existentes, terem na sua maioria dimensões reduzidas, o que, aliado ao facto do elevado número de proprietários, os quais muitas das vezes são desconhecidos, e à ausência de cadastro, trás repercussões ao nível da gestão de combustíveis, da sensibilização, da acessibilidade e da própria recuperação. Ou seja, a falta de intervenção nas áreas florestais por parte dos proprietários leva ao aumento da carga de combustível, potenciando assim a propagação de incêndios.

2. ANÁLISE DO HISTÓRICO E DA CAUSALIDADE DOS INCÊNDIOS FLORESTAIS

Neste ponto pretende-se abordar a problemática dos incêndios florestais no concelho de

Guimarães e procura-se essencialmente caracterizar e compreender o fenómeno através da identificação de padrões de distribuição espacial e temporal. Assim, com base num esforço de


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compilação, reorganização e processamento de dados, foi possível produzir informação estatística de suporte ao estudo da realidade dendrocaustológica.

Apresenta-se uma análise espacial (ver figura 2), em que se estuda a distribuição geográfica dos incêndios e a incidência do fenómeno sob a perspetiva temporal, em que se observa a sua evolução ao longo dos últimos anos (2000-2011) e os seus padrões de distribuição temporal (por meses do ano, por dias da semana e por horas do dia). Apresenta-se, ainda, um estudo das causas de ignição dos incêndios, fazendo-se, finalmente, a comparação de áreas ardidas e do número de ocorrências de incêndios florestais em Guimarães. A análise das ocorrências, das áreas ardidas e das respetivas localizações, durante o período de (2000 a 2011) permite, em parte, avaliar a eficiência dos meios de vigilância e combate, e também detetar os locais para onde deve ser dirigida maior atenção.

Figura 2. Áreas Ardidas do Concelho de Guimarães.

Fonte: Autoridade Florestal Nacional, 2012. 2.1. Análise do histórico e da causalidade dos incêndios florestais

2.1.1. Distribuição anual da área ardida e ocorrências

De acordo com os dados fornecidos pelo Instituto da Conservação da Natureza e das

Florestas (ICNF), ex-Autoridade Florestal Nacional,, a média anual de área ardida, no concelho de Guimarães, entre 1990 e 2011, cifrou-se em 494,22 hectares, dos quais em média, 170,55 hectares corresponderam a povoamentos e 323,67 hectares a matos (ver quadro 1).

Quadro 1: Distribuição do número de ocorrências e área ardida de 1990 a 2011 no concelho de Guimarães. Número de ocorrências Área ardida (ha)

Anos Incêndios Florestais Povoamentos Matos Total

1990 299 252,80 263,10 515,90

1991 231 31,14 136,05 167,19

1992 395 1,60 212,00 213,60

1993 581 178,49 271,40 449,89

1994 412 75,25 260,64 335,89

1995 773 191,19 557,62 748,81

1996 865 83,00 561,18 644,18


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Número de ocorrências Área ardida (ha)

Anos Incêndios Florestais Povoamentos Matos Total

1997 527 75,77 250,31 326,08

1998 1102 163,08 827,56 990,64

1999 648 87,79 293,97 381,76

2000 642 63,36 361,14 424,50

2001 783 121,73 342,94 464,67

2002 712 196,97 290,20 487,16

2003 865 113,34 636,21 749,55

2004 484 255,47 339,49 594,96

2005 770 667,12 609,46 1276,58

2006 371 220,00 92,85 312,85

2007 343 91,96 94,42 186,38

2008 155 36,72 45,64 82,36

2009 438 410,57 211,13 621,70

2010 294 147,14 152,57 299,71

2011 432 287,62 310,90 598,53

Total 12122,00 3752,11 7120,77 10872,88

Média 551,00 170,55 323,67 494,22

Fonte: Autoridade Florestal Nacional (AFN), 2012.

Quanto ao número médio anual de incêndios florestais e fogachos, foi de 551 ocorrências.

O ano em que se registou o maior número de incêndios foi 1998, com um total de 1102 ocorrências e 990,64ha de área ardida. Também com alguma significância, o ano de 2003 apresentou 865 ocorrências, com uma área ardida de 749,55ha (ver quadro 1). Outro ano, também preocupante, foi 2005, em que as condições meteorológicas, consubstanciadas em altas temperaturas, humidades relativas muito baixas, bem como ventos instáveis e predominantemente de leste, deram origem a uma simultaneidade e concentração de incêndios florestais, cuja força e velocidade de propagação resultaram em fogos violentos e de proporções fora do comum, tendo-se registado 770 ocorrências com 1276,58ha de área ardida (ver figura 2).

Após, a análise dos dados constatou-se que 2005 foi o ano que apresentou maior área ardida e isto devido ao facto de durante o período crítico, os índices de risco de incêndio terem alcançado os níveis superiores (alto e muito alto), dadas as condições meteorológicas que se fizeram sentir em toda a Europa, com particular incidência na Península Ibérica, em que se registaram temperaturas muito superiores às médias, associadas a humidades relativas inferiores aos valores normais para a época. A prolongada permanência destas condições meteorológicas adversas, conjugadas em algumas das áreas com um coberto vegetal altamente inflamável e ainda uma topografia em que dominam declives acentuados, contribuíram fortemente para os cenários vividos.

Na verdade, o comportamento dos incêndios florestais está relacionado com três fatores – condições meteorológicas, combustível e relevo – aos quais se associa a própria dinâmica do incêndio que, face a temperaturas acima dos 30ºC, velocidades do vento superiores a 30 km/h, humidades do ar abaixo de 30%, bem como humidades dos combustíveis inferiores a 6%, conduz


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a situações de desenvolvimento e propagação especialmente violentas. Deste modo, o Verão de 2005 no concelho de Guimarães devido à junção de todas estas condições ficou marcado como um dos piores anos ao nível da área florestal consumida pelo fogo. Desde 1989 que não se registavam valores de área ardida tão altos como os do referido Verão, contudo o número de ocorrências manteve-se estável, comparativamente aos anos anteriores.

No que confere ao quinquénio 2006-2010, verifica-se que foram anos com menor número de ocorrência e menor área ardida (ha), uma vez que, as condições meteorológicas (temperatura e humidade relativa), bem como a carga combustível, contribuíram para que não ocorresse propagação de fogo, com grandes dimensões. Os anos em que ocorreram maior número de incêndios coincidiram com fenómenos meteorológicos anormais, traduzidos em ondas de calor. Pode-se então salientar os anos de 2005 em que arderam 1276,58ha e 2003 em que arderam 749,55ha (ver figura 3).

Figura 3. Gráfico da Distribuição Anual da Área Ardida e N.º de Ocorrências (2001 -2011).

Fonte: Autoridade Florestal Nacional (AFN) e Câmara Municipal de Guimarães, 2012. De salientar é o facto de que a maior parte dos incêndios ocorreram nos meses estivais,

altura em que se comemoram a maior parte das festividades e onde há maior concentração de pessoas nas proximidades de grandes áreas florestais. Em sumula, percebe-se que nem sempre as áreas onde existe maior percentagem do número de ocorrências, corresponde à maior percentagem de área ardida e vice-versa. Isto pode explicar-se devido ao facto de as áreas com maior percentagem de número de ocorrências na maioria do caso corresponderem a reacendimentos.

2.1.2. Distribuição mensal da área ardida e ocorrências

No que concerne à distribuição temporal dos incêndios no concelho de Guimarães,

verificamos que de acordo com a média de 2001-2010, que Julho e Agosto são os meses em que ocorrem mais incêndios e onde se registou maior área ardia. Apesar de marginais, Junho e Setembro também apresentam um elevado número de ocorrências. Salienta-se destes 4 meses críticos o mês de Agosto, por apresentar o maior registo de ocorrências nos últimos 10 anos, com uma média anual de 149 incêndios e com uma área ardida anual média de 148,50ha. Após, a análise da figura 4, constata-se que, no primeiro quinquénio 2001-2005 há um aumento da área média ardida e do número de ocorrências, em relação ao segundo quinquénio 2006-2010. Contudo, verifica-se um desvio desta tendência nos meses de Outubro e Novembro, referente às variáveis referidas anteriormente, devido às condições climáticas que surgiram e à ocorrência de ignições que, se consociaram com perturbações antrópicas como a realização de queima de sobrantes. Também no ano 2011,o mês de outubro foi o que apresentou maior número de ocorrências, com 159 e maior área ardida, com 285,52ha. Neste ano o período crítico decorreu até Setembro, constatando-se um elevado número de queimas de sobrantes que, relacionados a condições meteorológicas e combustíveis, bem como, as dinâmicas próprias dos incêndios face a temperaturas acima de 30ºC, velocidade do vento superior a 30 Km/h, humidade do ar abaixo de


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30%, humidade do combustível inferior a 6%, todos estes fatores associados favoreceram o desenvolvimento e propagação do fogo. Por fim, prolongou-se o período crítico até ao final do mês de outubro, de modo a evitar o aumento do número de ocorrências e área ardida, tal como se registou no início deste mês.

Figura 4. Distribuição média mensal da área ardida e nº de ocorrências entre 2001-2005 e 2006-2010.

Fonte: Autoridade Florestal Nacional, 2012.

2.1.3. Distribuição semanal da área ardida e ocorrências No que concerne à distribuição do número de ocorrências e área ardida no concelho de

Guimarães por dia de semana, verifica-se que o dia em que se registam maior número de ocorrências é o sábado, o domingo e a segunda-feira (ver figura 5). Em 2011 existiu um maior número de ocorrências e de área ardida à quarta-feira e quinta-feira (ver figura 5), porque as condições meteorológicas, o combustível, a queima de sobrantes conjugadas com as atividades agrícolas e florestais contribuíram para influenciar os valores da distribuição semanal. Julga-se que outro fator que poderá ter contribuído para um aumento da área ardida e número de ocorrências deveu-se ao aumento da atividade humana durante a semana, motivado pelo facto do período crítico ter terminado no mês de Setembro em 2011.

Figura 5. Distribuição semanal da área ardida e do n.º de ocorrências em 2011 e média 2001-2010.



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2.2. Distribuição horária da área ardida e ocorrências O conhecimento da distribuição das ocorrências durante o dia permite direcionar os meios

de vigilância e 1ª intervenção para as horas mais críticas. Este elemento é fundamental para a minimização da probabilidade de um foco de incêndio se transformar num grande incêndio. Deste modo verificamos que é a partir das 10 h da manhã que o número de ocorrências começa a aumentar. O pico do número de ocorrências acontece entre as 14h e as 17:59h, tal deve-se em grande parte às características meteorológicas que propiciam, durante este período, condições de humidade e temperaturas ótimas ao início e deflagração de focos de incêndio. É de referir a existência de um pico de área ardida entre as 14h e as 15:59h, que poderá estar relacionado com o lançamento de foguetes. Neste período de tempo arderam 1740,87ha de floresta entre 2001-2010 (ver figura 6). No que respeita ao ano de 2011, o número de ocorrências surge com maior incidência entre as 16h e as 16:59h e a área ardida aparece em dois períodos distintos, o primeiro entre as 11h e as 11:59h e o segundo entre as 20h e as 20:59h (ver figura 6).

Figura 6. Distribuição horária da área ardida e n.º de ocorrências 2001-2010 no concelho de Guimarães.


2.3. Área ardida por tipo de coberto vegetal Relativamente à distribuição da área ardida por tipo de coberto vegetal, no período

compreendido entre 2006-2011, à exceção dos anos de 2006 e de 2009, a grande maioria da área ardida correspondeu a mato. Estes dois anos foram excecionais, devido às condições climáticas que se fizeram sentir e pela existência de um sub-coberto denso, normalmente infestado com acácia, bem como vegetação arbustiva e sub-arbustiva, o que criou uma continuidade vertical e horizontal dos combustíveis entre o solo e a copa das árvores permitindo a propagação de eventuais focos de incêndio. Para além disso a acumulação de detritos de exploração florestal durante várias rotações, nos eucaliptais, e a presença de povoamentos muito extensos, compostos por múltiplas espécies inflamáveis, nomeadamente o eucalipto e pinheiro bravo, influenciaram o perigo de propagação.


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2.4. Área ardida e número de ocorrências por classe de extensão Quanto à área ardida e número de ocorrências por classe de extensão podemos salientar

que no período compreendido de 2006 a 2010, 9,37% do número de ocorrências correspondem a uma área ardida entre o 1 e os 10ha, dando no total 539,62ha (35,90% da área ardida). Os fogachos3, têm uma grande representatividade ao nível do número de ocorrências (89,26%), mas um baixo valor de área ardida com 234,87ha (15,63% de área ardida) (ver figura 6), o que tudo indica que tem sido efetuado um bom trabalho ao nível, não só da deteção como do combate a incêndios, pois graças à pronta intervenção das equipas de bombeiros, tem-se conseguido evitar que a floresta de Guimarães seja mais afetada.

2.5. Distribuição anual e mensal dos grandes incêndios (área> 100 ha)

Ao nível da distribuição anual dos grandes incêndios florestais (GIF), ou seja, os que

apresentam áreas ardidas superiores a 100ha, mais especificamente entre 100 e 500ha, sendo que de 1996 a 2011 verificaram-se 8 GIF, onde verificamos que o ano em que se registou mais área ardida, foi em 2005, com 304,12ha (ver figura 7 e 8).Como já foi acima referido, no período crítico de 2005, os índices de risco de incêndio alcançaram os níveis superiores (alto e muito alto), dadas as condições meteorológicas que se fizeram sentir em toda a Europa, com particular incidência na Península Ibérica, tendo em conta que se registaram temperaturas muito superiores às médias, associadas a humidades relativas inferiores aos valores normais para a época. A prolongada permanência destas condições meteorológicas, conjugadas em algumas das áreas com um coberto vegetal altamente inflamável e ainda uma topografia em que dominam declives acentuados, contribuíram fortemente para os cenários vividos.

Figura 7. Áreas ardidas do Grandes Incêndios do Concelho de Guimarães.


Conclui-se que, em quinze anos, "apenas" se registaram um total de 8 ocorrências que se converteram em grandes incêndios (> 100ha). Para isto, tem vindo a contribuir um aumento da sensibilização e participação da população em relação a este fenómeno natural. As estratégias definidas pelo Município Guimarães, Autoridade Florestal Nacional, Guarda Nacional Republicana, Polícia de Segurança Pública e Polícia Municipal que têm tido um papel fulcral na Vigilância e no combate aos incêndios Florestais.

Deste modo, o Verão de 2005 no concelho de Guimarães ficou marcado como um dos piores anos ao nível da área florestal consumida pelo fogo, em que, apenas com duas ocorrências se registou um total de área ardida de 304,12ha, sendo 140,58ha na freguesia de Souto Santa Maria (4 de setembro pelas 7h) e a outra na freguesia de Atães, com 163,54ha (16 de agosto às 15h).

3 Incêndio cuja área total ardida é inferior a 1 ha.


96

Salienta-se o facto de não se registarem grandes incêndios entre os anos de 2007 e 2010. Já no ano de 2011 ocorreram dois incêndios com área superior a 100ha, um na freguesia de Brito com uma área ardida de 127,00ha (27 de julho às 11h) e o outro na freguesia de Gonça com uma área ardida de 128,00ha (5 de outubro às 20h).

Em relação à distribuição do número de grandes incêndios por classes de área, no concelho de Guimarães, constatou-se que não ocorreu nenhum incêndio que resultasse de uma área ardida superior a 500ha, tendo tido o maior incêndio uma área de 240,00ha em 2003, na freguesia de Gondomar (24 de agosto pela 14h) (ver figura 8).

Verifica-se pois que em quinze anos se registaram 8 ocorrências que se converteram em grandes incêndios (> 100ha).

2.6. Distribuição mensal e semanal dos grandes incêndios (área> 100 ha)

Relativamente à distribuição mensal dos grandes incêndios, verifica-se que os meses em

que surgiram as ocorrências com maior área ardida foram na época estival, ou seja, julho, agosto, setembro e outubro (ver figura 9). Contudo, foi em Agosto que se registou o maior incêndio dos últimos 10 anos, que queimou cerca de 240ha. Em relação à distribuição dos grandes incêndios por dia da semana verifica-se que foram os dois do fim de semana, salientando-se que, esta dinâmica começa a apresentar sinais de alteração, visto começarem a observar-se ocorrências que degeneraram em grandes incêndios, à segunda e terça-feira (ver figura 10).

Figura 8. Distribuição anual da área ardida e n.º de ocorrências dos grandes incêndios 2001-2011

no concelho de Guimarães. Fonte: Autoridade Florestal Nacional, 2012.


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Figura 9. Distribuição mensal da área ardida e n.º de ocorrências dos grandes incêndios 2001-2011 no concelho de Guimarães.


Figura 10. Distribuição semanal da área ardida e n.º de ocorrências dos grandes incêndios 2001-

2011 no concelho de Guimarães. Fonte: Autoridade Florestal Nacional, 2012.

3. CONSIDERAÇÕES FINAIS

Com este trabalho pretendeu-se caraterizar os incêndios florestais no concelho de

Guimarães, focando a análise sobre a sua dinâmica ao longo dos anos. Julga-se oportuno que, nos próximos trabalhos se correlacionem o vastíssimo conjunto de dados que já existem com a densidade populacional, o período temporal em que a população emigrante volta para as suas terras e a alteração do período crítico.

Há uma uniformidade quanto ao risco de incêndio florestal ocorrer nas freguesias limítrofes do concelho de Guimarães, porque este confronta com concelhos vizinhos, contribuindo também para este, as características morfológicas do terreno e da vegetação aí existente. Neste contexto, a paisagem do concelho de Guimarães é bastante fragmentada, também fruto de nos encontrarmos no seio do minifúndio e altamente infraestruturada. No entanto, os sucessivos anos de abandono das atividades fundiárias têm contribuído para a conversão dos campos agrícolas em terrenos incultos. Deste modo, tem-se vindo a contribuir para uma continuidade vertical, horizontal e espacial da vegetação no território, ao longo do tempo. Por fim, alerta-se que tão importante como a prevenção dos incêndios florestais e o combate, será a curto prazo começar a planear e gerir o território com a capacidade de ordenar as florestas com as respetivas espécies


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autóctones, associadas às suas regiões fito climática, construindo-se, desta forma um paisagem compartimentada e vocacionada para uma floresta que vise não só a produção de madeira, mas também a capacidade de explorar os seu recursos florestais, quer ao nível do pastoreio, apicultura, caça, pesca e lazer, assegurando-se que esta floresta terá uma maior capacidade de resiliência e resistência a perturbações abióticas como o fogos e às bióticas como as pragas ou doenças. Deste modo, não se deverão privilegiar as plantações monoespecíficas de pinheiro bravo (Pinus pinaster) e eucalipto (Eucalyptus globulus), entre outras que, apenas visam uma floresta de produção, com o principal objetivo de produção de madeira, descurando dos recursos florestais, bem como da biodiversidade e da melhoria cénica da paisagem.

Constatou-se que, no quinquénio de 2001-2005, a média anual da área ardida e o número de ocorrências são superiores aos do quinquénio 2006-2010, uma vez que diminuiu a carga combustível com os incêndios ocorridos no primeiro quinquénio, o que leva a que nos anos seguintes a área ardida decresça. No entanto, sabe-se que a carga combustível volta a surgir com dimensões propícias à propagação de fogos florestais, passados cerca de 10 anos. O paradigma dos grandes incêndios, em termos de ocorrências começa a alterar-se, com o aparecimento da segunda e terça-feira, como dias potenciais. Este fenómeno pode ser explicado pela aproximação do homem às suas origens (“à terra”), traduzindo-se numa maior presença deste e das suas atividades durante mais dias nos espaços florestais, agroflorestais e agrícolas. Aproveita-se para referir que, a ultima grande vaga de incêndios foi em 2003 e passados 10 anos, voltamos a ter outra grande vaga de incêndios, no ano 2013.

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A OCORRÊNCIA DE INCÊNDIOS FLORESTAIS NOS PAÍSES DO SUL DA EUROPA.

DISTRIBUIÇÃO ESPACIAL, FACTORES ESTRUTURAIS E INFLUÊNCIA DOS GRANDES INCÊNDIOS

Sandra Oliveira Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais (NICIF), Universidade de Coimbra

[email protected]

Luciano Lourenço Departamento de Geografia, Universidade de Coimbra

[email protected]

José Miguel Cardoso Pereira Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia

[email protected]

Jesús San-Miguel Ayanz European Commission, Joint Research Centre

[email protected]

RESUMO No Sul da Europa, a densidade de incêndios é muito variável, associada a factores climáticos como precipitação, ao tipo de vegetação e a factores humanos. A importância destes factores varia consoante o país ou região. Esta distribuição espacial reflecte também a ocorrência de situações extremas, com número elevado de incêndios e de grande dimensão, no período em estudo.

Palavras-chave: Sul da Europa, factores estruturais, densidade de incêndios, eventos extremos

The occurrence of forest fires in Southern Europe. Spatial distribution, structural factors and the influence of large fires

ABSTRACT

In Southern Europe, fire density is highly variable, associated with climatic variables such as precipitation, with vegetation and with human factors. The importance of these factors varies throughout countries or regions. The spatial distribution of forest fires reflects as well the occurrence of extreme events, with large fires and a high number of fire events, during the study period.

Keywords: Southern Europe, structural factors, fire density, extreme fire events


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INTRODUÇÃO Os incêndios florestais são frequentes na Europa, com maior incidência nos países

mediterrâneos do Sul, onde arde mais de meio milhão de hectares de áreas florestais por ano (Martínez et al 2009; San-Miguel e Camia 2009; San-Miguel-Ayanz et al., 2013). Apesar da relação intrínseca entre os incêndios e as condições ambientais das regiões mediterrâneas (Pausas 2004; Pausas et al. 2008; San-Miguel-Ayanz et al., 2012), o regime natural de fogo foi modificado nas últimas décadas, devido ao abandono de terrenos agrícolas e consequente acumulação de combustível, a mudanças nos usos tradicionais da terra e de produtos florestais resultantes de mudanças demográficas e socioeconómicas, e devido à arborização de terras agrícolas (Badia et al., 2011; Bento-Gonçalves et al., 2012; Moreira et al 2001, 2011, 2012; San-Miguel-Ayanz et al., 2012). Os incêndios são, actualmente, a principal causa da degradação do solo na Europa Mediterrânea (Amatulli e Camia 2007) e podem ser considerados eventos catastróficos (Pausas et al., 2008) pelos impactes negativos que acarretam; de facto, as épocas de incêndio dramáticas de 2003 e 2005, em Portugal, e de 2007, na Grécia, por exemplo, relembram a relevância deste fenómeno nestes países, profundamente afectados ao nível ambiental, socioeconómico e humano (Birot 2009; Boschetti et al., 2008; San-Miguel e Camia 2009; Trigo et al., 2006). Estes acontecimentos recentes, encorajam uma investigação mais aprofundada de todas as vertentes associadas à ocorrência de incêndios e obrigam a repensar as estratégias de gestão do fogo nesta região (Birot 2009; Conedera et al. 2011).

Assim, neste trabalho investiga-se a ocorrência de incêndios e a sua variabilidade no Sul da Europa, numa perspectiva de longo prazo, com o objectivo de contribuir para uma melhor compreensão dos factores estruturais que influenciam a ocorrência de incêndios nesta região. Os factores estruturais reflectem as condições socioeconómicas e ambientais que permanecem estáveis ao longo de vários meses ou anos, e são particularmente relevantes para a avaliação da susceptibilidade a incêndios para a fase de prevenção e para a gestão dos recursos disponíveis.

Mais especificamente, os objectivos deste estudo foram: a) Investigar os padrões espaciais da ocorrência de incêndios em diversos países do Sul da

Europa; b) Identificar os factores estruturais que influenciam a ocorrência de incêndios, associados

ao número de incêndios e à variação do seu grau de influência na área em estudo; c) Avaliar a susceptibilidade a incêndios nos países mais afectados, através do

desenvolvimento de um modelo baseado em variáveis estruturais.

1. DADOS E METODOLOGIA 1.1. Área de estudo

Este estudo foi aplicado aos países do Sul da Europa onde a ocorrência de incêndios é

relativamente frequente, uma área de estudo vasta, que se estende desde Portugal, a Oeste, até à Turquia, a Este, de clima de tipo mediterrâneo, embora com diferentes subtipos, e com condições biogeográficas e socioeconómicas distintas (fig. 1). A investigação foi realizada para os países com dados de número de incêndios compatíveis com a escala de longo prazo.


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Figura 1. Área de estudo, composta por 14 países (PT, Portugal; ES, Espanha; FR, França; ISSO, Itália; HR, Croácia; BH, Bósnia e Herzegovina; SRB, Sérvia; MN, Montenegro; AL, Albânia; MK, antiga República Jugoslava da Macedónia FYROM; BG, Bulgária; GR, Grécia; TR, Turquia; CY, Chipre) e as regiões biogeográficas representadas (ALP, Alpina; ANA, Anatólia; ATL, Atlântica;

BLK, Mar Negro; CON, Continental; MED, Mediterrânea). Retirado de Oliveira et al., 2013. 1.2. Dados

Os dados do número de incêndios foram obtidos da base de dados europeia, (European

Fire Database - EFD), pertencente ao European Forest Fire Information System (EFFIS, San-Miguel-Ayanz et al. 2012). Esta base de dados resulta da colaboração entre diversos países europeus e foi criada para apoiar os serviços nacionais na gestão do fogo, para além de disponibilizar dados harmonizados e actualizados sobre os incêndios florestais, aos serviços da Comissão Europeia e ao Parlamento (Camia et al., 2010). Actualmente, a base de dados conta com a participação de mais de 20 países, os quais disponibilizam dados sobre a localização dos incêndios, a data e hora de início e de extinção, o tipo de cobertura do solo afectada e a possível causa do incêndio, entre outros parâmetros. A variável dependente de número de incêndios foi analisada em relação à superfície, representando a densidade de incêndios (nº incêndios/km2). Para obter a densidade, e tendo em conta a dificuldade em obter a localização exacta de cada incêndio, foram aplicados métodos de interpolação aos dados obtidos por NUTS III4. Utilizaram-se os dados de número de incêndios de 1996 a 2010, ou a maior série de dados disponível para os países com um período menos alargado de registo. A densidade de fogos corresponde à média do número de incêndios no período em estudo para cada país.

As variáveis independentes, representativas de parâmetros físicos ou humanos, foram obtidas de diversas fontes (Quadro 1), segundo dois critérios principais: a disponibilidade ao nível Europeu e a compatibilidade com a escala temporal de longo prazo, que exige um número mínimo de anos para calcular condições médias no período de tempo considerado, ou a utilização de indicadores que representem variáveis estáticas (Conedera et al., 2011; Jappiot et al., 2009).

Ao longo do desenvolvimento deste trabalho, algumas das variáveis foram alteradas, o que sucedeu sempre que versões mais actualizadas ou dados mais representativos foram disponibilizados, de acordo com os dois critérios de selecção mencionados anteriormente.

4 Nomenclatura de Unidades Territoriais para fins estatísticos. As NUTS III correspondem, na maioria dos países europeus,

a províncias ou regiões; em Portugal correspondem a grupos de concelhos.


102

Quadro 1. Tipo de variáveis independentes recolhidas para este estudo, a resolução/escala, a fonte e referências.

Tipo de variáveis Nome das variáveis Resolução/ Escala Fonte e referências

Topográficas

Altitude 1 km DEM Europe

(Jarvis et al., 2008; Reuter et al., 2007)

Inclinação de vertentes 1 km Rugosidade 100 m Orientação solar 1 km

Uso do solo

Proporção de áreas florestais

100 m Corine Land Cover 2000 (EEA-ETC/TE, JRC, 2002)

Proporção de áreas arbustivas Proporção de áreas herbáceas Proporção de outras áreas naturais Proporção áreas agrícolas e naturais Proporção áreas agrícolas Proporção interface urbano-rural

Climáticas

Média da temperatura máxima 1 km

(30 arc s) WorldClim (normals 1961-1990)

(Hijmans et al., 2005) Precipitação acumulada de Verão Precipitação acumulada for a do Verão

Humidade Relativa 18.5 km (10’) Climate Research Unit (CRU) and

Tyndall Centre (normals 1961-1990) (New et al., 2002)

Humidade do solo (anomalia média, no Verão) 5 km JRC, Soil Moisture Archive (2010)

Infraestruturas

Densidade de auto-estradas 1/100.000

Tele Atlas (2007) (level 00) Densidade de estradas principais Tele Atlas (2007) (levels 01 to 03) Densidade de estradas locais Tele Atlas (2007) (levels 04 to 06)

Densidade de linhas eléctricas Vector Platts, McGraw-Hill Research and Analytics, USA (2006)

Demográficas Densidade populacional 100 m Gallego (2010) Proporção de area de densidade urbana intermédia 1:3 million EUROSTAT, GISCO (2001)

Socioeconómicas Taxa de desemprego média NUTS3 EUROSTAT Regional Statistics (2010,

annual data)

Densidade de gado (pecuária) NUTS3 Farm Structure Survey, EUROSTAT (2000)

1.3. Metodologia

Todas as variáveis, dependentes e independentes, foram transformadas para uma escala

contínua e uma resolução de 10 km2. A investigação dos padrões de ocorrência de incêndios foi realizada através da aplicação da Geographically Weighted Regression (GWR, Fotheringham et al., 2002), um método de análise espacial que calcula o valor de regressão para cada uma das observações (ou unidade de área), capturando as características espaciais das variáveis no modelo. Este método tem a capacidade de revelar as potenciais variações no nível de importância das variáveis na área de estudo, e as diferenças e semelhanças entre países e regiões. A GWR foi aplicada a duas regiões distintas na Europa do Sul, definidas através de uma análise exploratória da evolução do número de incêndios e das condições biogeográficas: Sudoeste e Sudeste da Europa (fig. 1). O Sudoeste da Europa é composto por Portugal, Espanha, França e Itália, e o Sudeste da Europa pela Eslovénia, Croácia, Bulgária, Grécia, Turquia e Chipre. Os restantes países da região Balcânica não possuem, até agora, dados que correspondam aos critérios definidos para a obtenção de variáveis, tendo sido, por isso, excluídos da análise.

Para a modelação da probabilidade de ocorrência de incêndios, foram aplicados dois métodos diferentes: regressão linear múltipla, amplamente aplicada em estudos sobre incêndios florestais (Keeley et al., 2005; Syphard et al., 2007; Sebastian-Lopez et al.,2008) e Random Forest, uma alternativa não-paramétrica recente, baseada em árvores de classificação e regressão (Breiman 2001; Cutler et al. 2007; Prasad et al., 2006). A capacidade preditiva e a importância das variáveis seleccionadas, estimada por ferramentas específicas de cada método, foram comparadas, com o intuito de verificar a aplicabilidade do método Random Forest na


103

modelação da susceptibilidade a incêndios. O modelo foi desenvolvido para os 5 países da Europa Ocidental mais afectados por incêndios (Portugal, Espanha, França, Itália e Grécia).

2. RESULTADOS E DISCUSSÃO 2.1. Padrões espaciais da ocorrência de incêndios e factores estruturais

A distribuição do número de incêndios no Sul da Europa é extremamente heterogénea (fig. 2). O Sudoeste da Europa é a região com a média mais elevada de densidade de incêndios, que se concentram sobretudo no noroeste da Península Ibérica. A variabilidade é também evidente dentro de um país, verificando-se variações locais e regionais da densidade de fogos, como se verifica, por exemplo, para a Itália, onde as regiões do Sul são mais afectadas por incêndios (fig. 3).

Figura 2. Média da densidade de incêndios (1996-2010) na área de estudo.

Figura 3. Média da densidade de incêndios (2000-2007) em dois países da área de estudo: Portugal e Itália. Os valores foram obtidos para cada país individualmente, para mostrar as

diferenças dentro do território de cada um. As escalas de densidade são, por isso, diferentes entre os dois países, o que revela também diferenças na escala da densidade de incêndios entre

ambos.


104

A análise da influência das variáveis revelou padrões distintos em cada região. A variável mais significativa, obtida a partir dos valores de T para cada unidade de área e calculados pela GWR, varia consoante o local. Em ambas as regiões, a precipitação fora do Verão, a densidade de gado caprino e a proporção de matos arbustivos surgem como a variável mais significativa em áreas específicas. No Noroeste da Europa (fig. 4), a precipitação fora do Verão e a densidade de gado caprino têm ambas uma influência positiva (aumenta a densidade de incêndios quando aumentam os valores destas variáveis). Estes resultados indicam que a precipitação fora da estação de Verão contribui para o crescimento da vegetação e para o aumento da carga de combustível, que estará depois disponível para arder na estação seca (Pausas, 2004; Moreno et al., 2011). A associação entre incêndios e a precipitação foi verificada também por outros autores (Bravo et al., 2010; Carvalho et al., 2010; Drever et al., 2008; Nunes et al., 2013).

A importância da densidade de gado caprino sugere a relevância das actividades agrícolas na ocorrência de incêndios nesta região, provavelmente relacionadas com a queima de vegetação para manutenção ou criação de pastagens, conforme foi também indicado por diversos autores (Carmo et al., 2011; Koutsias et al., 2010; Martinez et al., 2009).

A influência dos matos arbustivos na densidade de incêndios está associada ao tipo de vegetação disponível nesta cobertura do solo, cuja estrutura e grau de inflamabilidade conferem maior propensão para arder do que outros tipos de cobertura do solo, incluindo florestas (Carmo et al., 2011; Mermoz et al., 2005).

A densidade populacional é outro factor significativo para o aumento da densidade de incêndios em áreas específicas, sugerindo a importância da existência de agentes de ignição (pessoas) para o número de fogos no Sul da Europa, onde mais de 90% dos incêndios são de origem humana (Leone et al., 2009).

Figura 4. Distribuição da variável mais significativa para a densidade de incêndios no Sudoeste da

Europa. Retirado de Oliveira, 2013 Apesar da variável dependente reflectir condições médias ao longo do período em estudo,

verifica-se que, tanto a distribuição espacial, como a análise estrutural dos incêndios florestais no Sul da Europa reflectem, em parte, a ocorrência de situações extremas ao nível da densidade e dimensão de incêndios, ao longo do período em estudo. A elevada densidade de incêndios concentrada em áreas específicas, como no Noroeste da Península Ibérica e no Sudoeste da Grécia, resultou também de condições meteorológicas excepcionais, , com temperaturas muito elevadas que favoreceram a ocorrência de incêndios, como foi o caso de Portugal, em 2003 e da Grécia, em 2007 (Boschetti et al., 2008; Trigo et al., 2006).

2.2. Modelação da susceptibilidade a incêndios nos países mais afectados

O método Random Forest forneceu resultados mais sólidos na avaliação da susceptibilidade

a incêndios, em relação à regressão linear múltipla. A potencial existência de relações não lineares entre as diversas variáveis, não capturadas pela regressão múltipla, é uma das possíveis razões para a diferença nos resultados dos métodos. Apesar disso, os modelos seleccionaram


105

variáveis comuns, demonstrando a sua importância para a ocorrência de incêndios, independentemente do método aplicado. A precipitação, densidade de gado, densidade de estradas e taxa de desemprego são variáveis importantes para ambos os modelos. A precipitação fora do Verão tem uma associação positiva com a densidade de incêndios, sugerindo, uma vez mais, o seu potencial efeito no crescimento de vegetação e acumulação de combustível antes da estação seca, enquanto que a precipitação no Verão tem uma associação negativa com os incêndios e a sua ocorrência na estação mais seca diminui a densidade de fogos (Drever et al., 2008).

Os resultados sugerem que as actividades agrícolas, reflectidas na associação positiva dos incêndios com a densidade de gado, contribuem para o aumento da densidade de fogos nestes países, o que se verificou também com a aplicação do método GWR, mencionado anteriormente. A densidade de estradas, particularmente as estradas locais, reflecte o nível de acessibilidade às áreas de ocorrência de incêndios, um factor de grande importância no contexto Europeu, onde a maioria dos incêndios são causados por pessoas. De facto, outros autores sugeriram esta associação entre estradas e incêndios em diversos locais, como na região central de Espanha (Romero-Calcerrada et al., 2008), no sul da Califórnia (Syphard et al., 2008) e em Portugal (Catry et al., 2009).

A relação da densidade de incêndios com a taxa de desemprego tem sido apontada noutros estudos, embora a justificação para esta associação seja difícil (Martínez et al., 2009; Oliveira et al., 2012; Sebastián-López et al., 2008) Neste caso, o modelo não-paramétrico de Random Forest identificou esta variável com maior importância do que o modelo de regressão linear múltipla, o que sugere a existência de uma relação não linear entre a densidade de fogos e a taxa de desemprego. Por um lado, o desemprego pode ser um indicador de depressão económica em determinadas áreas, o que está associado ao abandono da terra em áreas rurais; por outro lado, pode ser um indicador de potenciais conflitos sociais e ser uma motivação para ignições deliberadas (Ferreira de Almeida e Vilaça e Moura, 1992; Leone, 1999; Velez, 2000).

Os mapas de susceptibilidade a incêndios produzidos pelos modelos mostram uma grande variabilidade na sua distribuição espacial (fig. 5); as áreas mais susceptíveis a incêndios são o noroeste da Península Ibérica e o sul de Itália, enquanto que as áreas menos susceptíveis são o norte de França e o norte da Grécia, para ambos os modelos, embora o mapa derivado de Random Forest mostre uma menor dispersão espacial dos valores mais elevados, que correspondem com maior precisão à distribuição dos valores observados, indicando um melhor desempenho deste método.


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Figura 5. Mapas de susceptibilidade a incêndios resultantes do modelo de regressão múltipla (em

cima) e Random Forest (em baixo). Adaptado de Oliveira et al., 2012 3. CONCLUSÃO

A distribuição espacial da densidade de incêndios é extremamente irregular no sul da Europa. As áreas mais susceptíveis à ocorrência de incêndios são o noroeste da Península Ibérica, o sul de França, o sul de Itália (incluindo as principais ilhas) e a região centro-sul da Grécia. Nestas áreas devem ser implementadas medidas de prevenção de forma atempada, focadas nos principais factores que explicam a sua propensão à maior densidade de incêndios e permitindo, assim, uma gestão mais eficiente dos recursos. Variáveis climáticas, como a precipitação antes do Verão, as actividades agrícolas, a densidade de estradas e factores socioeconómicos como o desemprego, são factores estruturais que influenciam grandemente a ocorrência de incêndios nesta região da Europa, a diferentes níveis consoante o local. O conhecimento aprofundado dos factores estruturais que determinam a distribuição dos incêndios no sul da Europa, pode contribuir também para promover a cooperação internacional, através da partilha de soluções para problemas comuns entre os vários países. BIBLIOGRAFIA AMATULLI, G., CAMIA, A. (2007) Exploring the relationships of fire occurrence variables by means

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SIMULAÇÃO DE UM INCÊNDIO FLORESTAL, A QUE SE SEGUIU PRECIPITAÇÃO INTENSA, COM CONSEQUENTE INUNDAÇÃO

Maria Gouveia Doutoranda em Geografia, Departamento de Geografia, Faculdade de Letras da Universidade de

Coimbra [email protected]

Luciano Lourenço

Departamento de Geografia e Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT), Faculdade de Letras da Universidade de Coimbra

[email protected]

RESUMO Um incêndio florestal, seguido de episódios de precipitação, pode provocar uma inundação na cidade de Mirandela. A sua simulação possibilitará a prevenção de situações desagradáveis, designadamente através da implementação de algumas medidas mitigadoras no que respeita à erosão e reabilitação de solos após incêndios, bem como à redução das vulnerabilidades e das áreas inundáveis.

Palavras-chave: Simulação. Incêndio florestal. Inundação. Mirandela.

SIMULATION OF A FOREST FIRE, FOLLOWED BY INTENSE PRECIPITATION WITH CONSEQUENT FLOOD

ABSTRACT

A forest fire, followed by precipitation episodes may cause a flood in the city of Mirandela. Its simulation shall allow the prevention against unpleasant situations, namely through the implementation of some mitigating measures regarding erosion and rehabilitation of soils after the occurrence of fires, as well as regarding the reduction of vulnerabilities and flood prone areas.

Keywords: Simulation. Forest fire. Flood. Mirandela.


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INTRODUÇÃO

Sabendo-se que a ocorrência de inundações na cidade de Mirandela é um fator

condicionante para a vida dos cidadãos que aí residem, trabalham ou se deslocam para a visitar, pensou-se ser importante a simulação de uma inundação cuja causa principal se relacionasse com a ocorrência de um incêndio florestal e posterior acumulação de material sólido nas pontes que existem nesta Cidade e que permitem a travessia do rio Tua.

A simulação que se apresenta compreende a ocorrência de um incêndio florestal, seguido, dois dias depois, de precipitação, forte e concentrada, que originou uma inundação na cidade, sendo identificados e caracterizados os possíveis estragos que, nestas circunstâncias, seriam provocados.

Ao simular-se a extensão da inundação, ficam a conhecer-se as possíveis consequências desta, o que pode ajudar a prevenir muitas das situações desagradáveis que ocorreriam nessas circunstâncias, propondo-se, na parte final, a implementação de algumas medidas mitigadoras no que respeita à erosão e reabilitação de solos após incêndios, bem como à redução das vulnerabilidades das áreas inundáveis.

As animações tridimensionais que se elaboraram compreenderam a utilização da extensão 3D Analyst do software de Sistemas de Informação Geográfica ArcGIS, versão 10.1, licenciado para a Universidade de Coimbra que, gentilmente, o disponibiliza aos seus alunos. O ambiente de visualização disponível, através da extensão 3D Analyst, que foi utilizado denomina-se ArcScene. Este visualizador é específico para analisar e animar dados em ambiente 3D, tendo-se utilizado informação vetorial e raster em 2D.

O concelho de Mirandela localiza-se no Norte de Portugal, NUTIII – Alto Trás-os-Montes e a cidade, com o mesmo nome, situa-se, sensivelmente, no ponto central do Concelho (fig. 1). A cidade de Mirandela localiza-se numa área deprimida, onde se encontra instalado o rio Tua que separa a cidade, com uma distância entre margens de cerca de 220 metros.

Figura 1. Portugal, dividido em NUTIII (divisão estatística). Destaque para o concelho e a cidade

de Mirandela. Fonte: National Geographic, Bing Maps, 2013.


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A área escolhida para se efetuar a simulação do incêndio florestal localiza-se a montante da

cidade de Mirandela, na margem esquerda do rio Tua, no local denominado: Quinta do Canal (fig. 2 e 3).

Figura 2. Cidade de Mirandela.

Fonte: Ortofotomapas, DGT, 2009.

Quinta do Canal. Área de simulação

de incêndio florestal

Ponte Eng. Machado Vaz

Ponte Velha. Área de acumulação de material sólido.

Ponte Europa


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Figura 3. Cidade de Mirandela (animação 3D).

Fonte: Carta Militar de Portugal, 1/25000, folhas 76 e 77, IGeoE, 1995. A simulação que se propõe efetuar compreende a ocorrência de um incêndio florestal numa

vertente, que tem 215 metros de altitude, na base e 280 metros de altitude, no topo, havendo um desnível de cerca de 75 metros (fig. 4).

Figura 4. Mapa hipsométrico e perfil topográfico.

Fonte: Carta Militar de Portugal, Curvas de nível (equidistância de 10 metros), 1/25000, folhas 76 e 77, IGeoE, 1995. Nesta vertente, os declives chegam a atingir valores superiores a 26%, sobretudo a meio da

vertente e, saliente-se, junto a casas que se encontram habitadas. A vertente encontra-se, maioritariamente, exposta a sudoeste, sendo constituída por xisto e o solo é ocupado, sobretudo, por floresta aberta e vegetação arbustiva e herbácea (fig.s 5, 6, 7 e 8).

Quinta do Canal. Área de simulação

de incêndio florestal


115

Figuras 5 e 6. Mapas de declive e de exposição de vertentes.

Fonte: Carta Militar de Portugal, 1/25000, folhas 76 e 77, IGeoE, 1995.

Figuras 7 e 8. Mapas com a geologia e ocupação do solo. Fonte: Carta Militar de Portugal, 1/25000, folhas 76 e 77, IGeoE, 1995.

1. SIMULAÇÃO DE INCÊNDIO FLORESTAL Entende-se por simulação, a criação virtual de uma situação que pode acontecer no mundo

real e por animação compreende-se a visualização dessa mesma situação.


116

Ora, sabendo-se que a ocorrência de cheias no rio Tua provoca situações de inundação na cidade de Mirandela, que perturbam o decorrer “normal” do dia-a-dia, pensou-se em simular a ocorrência de um incêndio florestal, a que se seguisse uma precipitação intensa, que fosse a principal causa da origem de uma inundação, cujos acontecimentos se revestem de uma sequência própria (fig. 9).

Figura 9. Sequência temporal da situação simulada.

Assim, simulando um incêndio florestal na Quinta do Canal, com início pelas 14h30m, do dia

3 de Agosto, junto à rua Joaquim Teófilo Braga e que se desenvolveu para Norte, durante 10 horas, consumiu cerca de 7 hectares de mato e floresta (fig. 10) e foi combatido por 27 operacionais, apoiados com 6 viaturas, observamos que, após a extinção, passou a existir grande quantidade de material sólido, não só mineral, mas também orgânico, constituído pelos sobrantes do incêndio que não foram totalmente incinerados, que se encontra disponível para ser arrastado para a base da vertente e alcançar o rio Tua.

Figura 10. Simulação da área afetada pelo incêndio florestal.



117

2. SIMULAÇÃO DE PRECIPITAÇÃO INTENSA E CONCENTRADA Simula-se, agora, um episódio de precipitação forte e concentrada, que ocorreu dois dias

após o incêndio florestal, tendo afetado a totalidade da área queimada. Na estação meteorológica de Mirandela, onde a precipitação até parece não ter sido tão intensa, segundo relatos dos residentes, registaram-se, entre as 10 horas e as 11 horas do dia 5 de agosto, 5 mm de precipitação, o que equivale a 3,2 l/m2. Tendo em conta que a área queimada foi de 7 hectares, só na área do incêndio caíram cerca de 0,3 m3 de água. Esta enorme disponibilidade de água possibilitou a mobilização de grande parte das cinzas e dos elementos minerais da parte superficial do solo bem como o arrastamento dos restos vegetais deixados pelo incêndio, a maior parte dos quais acabou por chegar ao rio Tua.

3. INUNDAÇÃO NA CIDADE DE MIRANDELA Ora, neste local, as águas do rio Tua, provenientes de toda a sua bacia hidrográfica situada

a montante, rapidamente aumentaram de volume, o que facilitou o transporte de todos os materiais provenientes da área queimada para jusante, em direção da cidade de Mirandela, mais concretamente, em direção às pontes (fig 2). As três pontes, estando posicionadas na perpendicular face à corrente do Rio e, logicamente, ao movimento do material sólido, servem de obstáculo à passagem do mesmo, começando a acumular-se a jusante dos arcos das três pontes. Deste modo, começa a forma-se uma barragem natural (fig. 11) que ao impossibilitar a passagem da água, vai originar a subida do caudal do rio Tua.

Figura 11. Barragem natural (troncos arrastados pelo rio Tua).

Autora: Maria Gouveia, 2002. Durante a subida de caudal do rio, a água começa a inundar os terrenos adjacentes às suas

margens (fig. 12), provocando estragos não só diretos, como, por exemplo, o corte de estradas (fig. 13), a degradação do Parque Dr. José Gama (fig. 14), a submersão de viaturas no Largo do Cardal e o alagamento de caves e garagens, mas também indiretos, como sejam a perda de qualidade de vida dos seus habitantes e problemas de saúde pública.


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Figura 12. Simulação de aumento de caudal do rio Tua e inundação das margens.


Figura 13. Efeitos diretos: corte de estradas.

Autora: Maria Gouveia, 2013.

Largo do Cardal Parque Dr. José Gama


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Figura 14. Efeitos diretos: degradação do Parque Dr. José Gama.

Autora: Maria Gouveia, 2002.

4. RECOMENDAÇÕES A ocorrência do suposto incêndio florestal, permitiu que a camada superior do solo da

vertente da Quinta do Canal ficasse desprovida de vegetação, logo, desprotegida e sujeita a uma maior ação dos agentes erosivos e, segundo Luciano Lourenço, (2004, p. 14) a evolução das vertentes após a ocorrência de um incêndio florestal, compreende a constituição de formas de relevo ocas e salientes, consoante se devam a processos de erosão (escavamento, arrancar dos materiais) ou de acumulação (deposição de detritos anteriormente arrancados). De acordo com o mesmo autor, entre as formas ocas podem encontrar-se ravinas e as formas de deposição originam-se na base das vertentes (cones de dejeção) e junto às barragens construídas pelo Homem (fig. 11).

Uma vez que se supôs que, após o incêndio florestal, ocorreu um episódio de precipitação forte e concentrada, verificou-se uma intensa desagregação de partículas do material que se encontra à superfície do solo, ficando este disponível para ser arrastado, através de escoamento superficial, em direção ao rio Tua.

Como foi suposta, a disponibilidade de material sólido solto na vertente da Quinta do Canal, provocar-se-á uma situação de inundação na cidade de Mirandela. No entanto, existem medidas que se poderão implementar de modo a que esse material fique retido na vertente, sendo, deste modo, minimizadas a erosão do solo e a escorrência superficial e, neste caso, não será provocada uma inundação.

Segundo C. Coelho et al (2010, p. 4) as medidas mitigadoras poderão ser implementadas em vertentes, canais ou em caminhos e segundo os autores António Vieira, António Bento-Gonçalves, Luciano Lourenço e Adélia Nunes (2012, p. 802) existem medidas de intervenção, após ter ocorrido o fogo, que são implementadas ao longo de um ano, ou seja, procedimentos de “estabilização de emergência”; medidas implementadas ao longo de três anos, ou seja, procedimentos de “reabilitação”; e medidas implementadas a longo prazo, ou seja, procedimentos de “recuperação”.

Tendo em conta a explicação dada pelos referidos autores, em relação ao funcionamento e à eficácia de cada uma das medidas mitigadoras, sugere-se que sejam implementadas medidas de intervenção imediatas, implementadas imediatamente após o incêndio, na vertente, exposta a sudeste, da Quinta do Canal, designadamente as seguintes medidas de estabilização de emergência:

Aplicação de resíduos vegetais (palha, caruma) em simultâneo com a sementeira, que permitem o aumento da cobertura vegetal, a infiltração de água e a diminuição do escoamento superficial;


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Colocação de barreiras de troncos (colocadas ao longo das curvas de nível) que possibilitam a retenção de sedimentos e proporcionam a infiltração e a deposição de materiais mais grosseiros;

Colocação de barreiras de sacos de areia/solo/cascalho/matéria vegetal que possibilitam a retenção de sedimentos e do aumento da infiltração e também regularizam o perfil da vertente;

Colocação de barreiras de pedra (colocadas durante o período seco) que permitem a estabilização das margens, a redução do fluxo de água e a retenção de materiais grosseiros.

CONCLUSÃO A ocorrência de um incêndio florestal altera as condições superficiais do solo, tornando-o

mais vulnerável à ação dos agentes erosivos e, quando este fenómeno é seguido de um forte e concentrado episódio de precipitação, há condições para a desagregação de material sólido que fica disponível para ser arrastado e ser movimentado através dos cursos de água.

Conhecendo-se, desde já, as condições favoráveis que existem para a ocorrência de inundações na cidade de Mirandela, bem como algumas consequências nefastas que este fenómeno provoca, tornou-se importante efetuar animações 3D e uma simulação de um incêndio florestal seguido de episódio de precipitação que aí provocam uma inundação, pois, deste modo, poderão prevenir-se situações desagradáveis, propondo-se, antecipadamente, a implementação de algumas medidas mitigadoras no que respeita à recuperação de solos após incêndios.

A implementação das medidas que se propõem poderá apoiar a redução dos impactes negativos que poderão surgir na cidade de Mirandela, podendo, concluir-se que uma eficaz medida mitigadora para a prevenção de inundações é a conservação do solo.

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121

A UTILIZAÇÃO DE DADOS DE SATÉLITE NO APOIO À PREVENÇÃO E À RECUPERAÇÃO PÓS-INCÊNDIOS. O EXEMPLO DO PREFER5 NA EUROPA

MEDITERRÂNEA

Sandra Oliveira Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais (NICIF), Universidade de Coimbra

[email protected]

Luciano Lourenço Departamento de Geografia, Universidade de Coimbra

[email protected]

António Vieira CEGOT, Departamento de Geografia, Universidade do Minho

[email protected]

Adélia Nunes Departamento de Geografia, Universidade de Coimbra

[email protected]

António Bento-Gonçalves Departamento de Geografia, Universidade do Minho

[email protected]

RESUMO O projecto PREFER pretende disponibilizar produtos derivados de detecção remota para utilização na prevenção de incêndios, na preparação para situações de emergência e na recuperação pós-incêndios na Europa mediterrânea, promovendo a participação dos diversos utilizadores destes produtos no desenvolvimento do projecto.

Palavras-chave: PREFER, imagens de satélite, prevenção de incêndios, recuperação pós-incêndios, utilizadores.

THE USE OF SATELLITE DATA FOR FIRE PREVENTION AND POST-FIRE RECOVERY. THE EXAMPLE OF PREFER IN MEDITERRANEAN EUROPE

ABSTRACT

The project PREFER offers remote sensing products for use in fire prevention, emergency preparedness and post-fire recovery in Mediterranean Europe. The participation of the several end-users of these products is an essential requirement for the development of the project. Keywords: PREFER, satellite imagery, fire prevention, post-fire recovery, end-users

5 PREFER: “Space-based Information Support for Prevention and Recovery of Forest Fires Emergency in the

MediteRranean Area”


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INTRODUÇÃO

A região mediterrânea é a mais fortemente afectada por incêndios florestais na Europa (Martínez et al. 2009; San-Miguel-Ayanz et al. 2013). Os incêndios afectam negativamente a economia local (Mavsar et al. 2012), o funcionamento dos ecossistemas (Bowman et al. 2009; Dwyer et al. 2000, Pechony and Shindell 2010), a erosão do solo (González-Pérez et al. 2004) e a emissão de poluentes atmosféricos (Carvalho et al. 2011; Pechony and Shindell 2010), entre os quais gases com efeito de estufa. Na Europa Mediterrânica, os incêndios são considerados um desastre natural (Pausas et al. 2008), apesar da relação intrínseca existente entre o fogo e as condições mediterrânicas, pelos impactes negativos visíveis também ao nível da perda de vidas humanas, como sucedeu em 2003 e, mais recentemente, na época de incêndios de 2013. A ocorrência frequente de incêndios e a magnitude dos seus impactes nesta região, apontam para a necessidade de melhorar o suporte técnico e de acesso à informação, condições essenciais para lidar mais eficazmente com situações de emergência e diminuir a susceptibilidade a incêndios. A disponibilização de informação detalhada e actualizada, baseada em dados comparáveis e, por conseguinte, harmonizados a larga escala, assume um papel cada vez mais relevante, quer em termos de prevenção e gestão dos incêndios, quer como forma de mitigar os seus impactes negativos na Europa Mediterrânea.

O projecto PREFER foi desenvolvido para responder a estas necessidades, disponibilizando informação e produtos derivados de imagens de satélite e de tecnologias avançadas, actualizados de forma sistemática. Estes produtos serão utilizados em diversas fases da gestão de incêndios, nomeadamente na prevenção e na preparação atempada para situações de emergência, assim como na fase de reabilitação e recuperação pós-incêndios. O desenvolvimento do projecto baseia-se no estabelecimento de parcerias entre entidades com responsabilidades e aptidões diversas, e pressupões a participação dos diversos utilizadores dos países mais afectados do sul da Europa, com responsabilidades nas diversas fases do processo: prevenção, combate e recuperação das áreas queimadas, os quais terão igualmente acesso aos produtos e serviços desenvolvidos ao longo do projecto, que tem a duração de 3 anos.

1. CARACTERÍSTICAS DO PROJECTO PREFER

1.1. Objectivos do projecto O projecto pretende estabelecer um serviço regional de processamento e distribuição de

informação para utilizadores, no âmbito da prevenção de incêndios e actividades pós-fogo, o qual será desenvolvido e gerido por um grupo constituído por utilizadores principais, institutos de investigação e empresas.

Os objectivos específicos do projecto são: 1) Disponibilizar produtos de informação a diversas escalas e de forma atempada, baseados

na exploração dos sensores espaciais disponíveis no período de desenvolvimento do projecto;

2) Criar um portfólio de produtos de observação terrestre (EO, Earth Observation), actualizados de forma sistemática, para serem utilizados na fase de prevenção (pré-emergência) e após os incêndios, facilitando a análise dos efeitos dos incêndios na estabilidade das vertentes e na recuperação da vegetação após incêndios;

3) Preparar a investigação e utilização potencial de novos sensores espaciais disponíveis até 2020 (ex. Sentinels), tendo em consideração a possibilidade de aplicação destas tecnologias à prevenção de incêndios e à recuperação de áreas ardidas;

4) Contribuir para a definição dos requisitos de utilizador para as novas missões de EO


123

1.2. Área de estudo

Os produtos e serviços desenvolvidos no âmbito do projecto são aplicados aos países da Europa Mediterrânea, mais afectados pelos incêndios florestais, nomeadamente Portugal, Espanha, França, Itália e Grécia, que representam também a maior área florestada da Europa, que varia entre 38% em Portugal e 29% em França (World Bank, 2011). Estes países são caracterizados por um clima de tipo mediterrânico, com períodos intercalados de precipitação, que promove o crescimento da vegetação, com períodos de tempo quente e seco (p.ex. Pausas 2004). O tipo de povoamento humano nestas áreas, caracterizado pela coexistência de aglomerados urbanos, infra-estruturas e áreas com vegetação (florestas, matos e áreas agrícolas, por exemplo), favorece igualmente a elevada frequência de incêndios, com a ocorrência simultânea de áreas de vegetação (combustível) e agentes de ignição (pessoas) (Lampin-Maillet et al., 2011). Para além disso, verificaram-se nas últimas décadas alterações no uso do solo, como a transformação de áreas agrícolas em zonas de mato e floresta devido ao abandono das áreas rurais, assim como uma diminuição do controlo sobre as práticas tradicionais que implicam a utilização do fogo (Badia et al. 2011; Bento-Gonçalves et al. 2012; Moreira et al. 2001, 2011). Por estas razões, a área de estudo tem elevada susceptibilidade a incêndios florestais, que podem afectar negativamente diversos sectores da sociedade e ecossistemas.

Figura 1. Área de estudo do projecto PREFER, a cinzento. As áreas a vermelho

representam os locais de demonstração dos produtos resultantes do projecto: região do Minho (Portugal); regiões de Málaga ou Huelva (Espanha); Córsega (França); Sardenha (Itália) e região

do Peloponeso (Grécia)

1.3. Participantes

O projecto PREFER é desenvolvido por um consórcio de 8 instituições, oriundas dos 5 países em estudo (Quadro 1). As diferentes equipas do projecto possuem competências diversas que se complementam entre si, entre as quais centros de investigação universitários, como é o caso da Universidade de Coimbra, e empresas de investigação e desenvolvimento tecnológico, como a GMV Aerospace and Defence SA.

Quadro 1. Instituições participantes no projecto e países de origem

Nome da Instituição Acrónimo País UNIVERSITA DEGLI STUDI DI ROMA LA SAPIENZA DIAEE Itália CGS SPA COMPAGNIA GENERALE PER LO SPAZIO GCS Itália INTELLIGENCE FOR ENVIRONMENT & SECURITY IESC Itália GMV AEROSPACE AND DEFENCE SA UNIPERSONAL GMV Espanha

SATWAYS SATW Grécia CENTER FOR SECURITY STUDIES KEMEA Grécia UNIVERSITÉ DE STRASBOURG UNISTRA França UNIVERSIDADE DE COIMBRA UCO Portugal


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Para além das entidades acima referidas, o projecto conta também com a participação dos utilizadores finais dos produtos e serviços desenvolvidos pelo projecto, entre os quais: Ministro do Ambiente da Andaluzia (Espanha), Autoridade Nacional de Protecção Civil (Portugal), Corpo Florestal e de Vigilância Ambiental (Itália). Estes utilizadores terão os seguintes contributos:

- Apoio na definição detalhada da área de validação dos produtos e do plano de validação; - Definição dos requisitos de utilizadores dos produtos EO; - Descrição e disponibilização de dados in situ para as actividades de validação; - Avaliação crítica dos produtos de demonstração; - Participação activa nas sessões de formação e workshops organizadas no âmbito do

projecto.

1.4. Principais actividades do projecto As actividades do projecto PREFER são orientadas em torno de 4 tópicos principais, os

quais pressupõem a análise sistemática de informação detalhada e actualizada, e a produção de mapas e outros produtos de forma atempada para actuação em situações de pré-emergência e apoio à gestão de áreas afectadas:

- Mapas de combustíveis, tendo em consideração as suas características físicas, como

densidade, estrutura e potencial de combustão. - Mapa de áreas ardidas, que visa o aumento dos limites das áreas mapeadas e da

resolução espacial, contribuindo para a melhoria do processo automático de mapeamento.

- Análise dos efeitos dos incêndios na estabilidade de vertentes, relacionados com o potencial erosivo da precipitação em áreas queimadas.

- Análise de recuperação de vegetação, para avaliar o incremento de biomassa (combustível) após os incêndios e as alterações no nível de risco de incêndio que daí poderão resultar; para reduzir a instabilidade de vertentes, associada a um crescimento de vegetação em áreas susceptíveis a erosão.

As actividades do projecto estão organizadas em 12 grupos de tarefas (WP, Working

Packages), conforme se mostra no Quadro 2. Os produtos e serviços desenvolvidos no âmbito do projecto estão organizados de acordo

com os serviços da fase de gestão de incêndios a que se referem:

1. Informação de apoio à fase de preparação e prevenção Mapa de combustíveis, sazonal Mapa de Possibilidade de Ocorrência de Incêndio6, diário e sazonal Exposição sazonal (vulnerabilidade e valor económico) Mapa de risco, sazonal Mapas de fogo controlado

2. Informação de apoio à fase de recuperação e reconstrução

Mapa de recuperação de vegetação após incêndios Detecção sistemática de áreas ardidas e mapeamento com dados ópticos de alta resolução Mapeamento de áreas ardidas a partir de dados multiespectrais de alta resolução Mapeamento de áreas ardidas a partir de dados SAR de média e alta resolução Mapa de aerossóis de queima de biomassa Mapa 3D de avaliação de danos dos incêndios Mapa de severidade e danos associados

6 Estes mapas correspondem, em inglês, a mapas de Fire Hazard. A tradução da palavra Hazard não é consensual,

embora seja largamente aceite o significado do conceito, que combina a probabilidade e a suscetibilidade de ocorrência de incêndios e é um dos componentes do risco, juntamente com a vulnerabilidade. Para este artigo, propõe-se a utilização de possibilidade de ocorrência como representação de Hazard, reflectindo a possibilidade de ocorrência de um processo potencialmente danoso, em determinada área e num determinado tempo.


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Quadro 2. Grupos de tarefas (WP) do projecto PREFER

As principais características destes produtos são: � São baseados num conjunto harmonizado de requisitos, definidos pelos diferentes

utilizadores de Portugal, Espanha, França, Itália e Grécia, tendo também em consideração o quadro legal destes países.

� Poderão ser aplicados nos diversos países da região Mediterrânea � São demonstrados por uma infra-estrutura de serviço interoperacional (baseado em

OGC / INSPIRE), que permite o fácil acesso à informação � São complementares aos produtos disponibilizados pelo GMES (Global Monitoring

for Environment and Security) � São complementares aos produtos disponibilizados pelo sistema EFFIS (European

Forest Fire Information Service) do centro Comunitário de Investigação (JRC) da Comissão Europeia

� São baseados na exploração de dados da infra-estrutura espacial do GMES � Contribuem para optimizar a integração de dados de diversos tipos: Observação

terrestre, modelos digitais de terreno, dados socioeconómicos, dados in situ, dados meteorológicos.

2. O PAPEL DA UNIVERSIDADE DE COIMBRA

A equipa de trabalho coordenada pela Universidade de Coimbra tem funções ao nível da análise do quadro legal que rege os incêndios em Portugal e na definição dos requisitos de utilizadores no país. As suas competências estendem-se também para a definição das áreas de demonstração dos produtos e serviços resultantes do projecto em Portugal; contribuição para o processo de validação dos produtos; harmonização dos requisitos de utilizadores a nível internacional, para a região mediterrânea, e formação de utilizadores.

O quadro 3 mostra as actividades específicas para as quais a equipa da Universidade de Coimbra contribui no âmbito do projecto, assim como os produtos e serviços resultantes das mesmas.

Nº WP Nome WP 1.1 Gestão de Projecto

1.2 Coordenação técnica e científica

2.1 Análise do quadro legal e dos requisitos dos utilizadores

2.2 Transversalidade entre serviços do GMES (Global Monitoring for Environment and Security)

2.3 Análise do Segmento Espacial

3.1 Informação de apoio à Fase da Preparação/Prevenção

3.2 Informação de apoio à Fase da Recuperação/Reconstrução 4.1 Validação de serviços de observação terrestre (EO) 4.2 Demonstração de serviços de observação terrestre (EO) 4.3 Avaliação dos utilizadores 5.1 Definição e desenvolvimento da infra-estrutura de serviços 5.2 Integração e experimentação da infra-estrutura de serviços 6.1 Comunicação e networking

6.2 Formação de utilizadores e workshops


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Quadro 3. Actividades e produtos do projecto que contam com a participação directa da Universidade de Coimbra

Tarefas Objectivos Actividades Resultados/Produtos

WP 4.1 Validação de serviços de

observação terrestre (EO)

Validar os produtos PREFER tanto qualitativa como quantitativamente, para garantir a qualidade e consistência dos produtos.

Definição do plano de validação

D-4.1.1 Plano de Validação de produtos PREFER

Definição e relatório de actividades de validação

D-4.1.2 Relatório de validação de produtos PREFER

WP 4.2 Demonstração de serviços de

observação terrestre (EO)

Demonstração pré-operacional de serviços PREFER

Plano de demonstração Definição de áreas de demonstração Demonstração de serviços do PREFER

D-4.2.1 Plano de demonstração D-4.2.2 Relatório de demonstração D-4.2.3 Produtos de demonstração de serviços de Informação de Apoio à Fase da Preparação/Prevenção

WP 4.3 Avaliação dos utilizadores

Garantir que a informação de produtos e formatos sejam úteis e utilizáveis pelas autoridades com responsabilidade nas diversas fases de gestão de incêndios. Facilitar a integração de produtos PREFER na prática diária de utilizadores finais

Recolher informação dos utilizadores sobre os produtos e, a partir dela, sugerir melhorias aos fornecedores de serviços EO.

D-4.3.1 Relatório de Avaliação dos utilizadores

Tarefas Objectivos Actividades Resultados/Produtos

WP 1.2 Coordenação técnica e científica

Assegurar a coordenação técnica e científica das actividades do projecto

Colaborar na coordenação científica relacionada com o território da Península Ibérica

D1.2-1 Relatórios (cada 6 meses)

Assegurar a concretização dos objectivos técnicos e científicos do projecto

Apoiar a coordenação científica das actividades do projecto, enquanto especialistas na prevenção e combate a incêndios na Península Ibérica

D1.2-2 Actas das reuniões internas

WP 3.1 Informação de apoio à Fase da

Preparação/Prevenção

Desenvolver e implementar as cadeias de processamento de produtos relevantes para os serviços na fase de preparação e prevenção de incêndios

Definição e desenvolvimento das cadeias de processamento de: P1 – Mapa sazonal de combustíveis P2- Mapa de possibilidade de ocorrência de incêndio sazonal P3- Dados de vulnerabilidade e valor económico sazonais P4- Mapa de risco de incêndio sazonal P5- Mapa de possibilidade de ocorrência de incêndio diário de alta resolução, à escala europeia P6- Dados de fogo controlado

D3.1.1 Relatório sobre definição da Informação de Apoio à Fase da Preparação/Prevenção D3.1.2 Relatório sobre pesquisa de Informação de Apoio à Fase da Preparação/Prevenção D3.1.3 Relatório sobre desenvolvimento de serviços de Informação de Apoio à Fase da Preparação/Prevenção D3.1.4 Relatório sobre Manual de produtos e serviços de Informação de Apoio à Fase da Preparação/Prevenção


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3. RESULTADOS

Ao longo do primeiro ano do projecto, as actividades realizadas focaram-se na análise do

quadro legal dos incêndios em cada um dos países participantes e na definição dos requisitos de utilizadores para os produtos e serviços derivados do projecto PREFER. As leis que regulam as matérias relacionadas com incêndios florestais variam entre os países participantes. Na primeira fase do projecto, as entidades responsáveis de cada país por esta tarefa procederam ao levantamento e à análise da legislação onde se enquadram as actividades do projecto ou que tenha potencial impacte no desenvolvimento dos produtos e serviços do PREFER. Foram realizadas diversas reuniões entre os parceiros do projecto, incluindo os utilizadores finais, para discutir o progresso das actividades, partilhar experiências e harmonizar práticas.

3.1. Requisitos de utilizadores para os produtos e serviços do PREFER

A maioria dos utilizadores dos diversos países participantes revelou grande interesse pelos

produtos e serviços a serem desenvolvidos no âmbito do projecto. A utilidade, eficácia e

WP 5.1 Definição e desenvolvimento da infra-estrutura de serviços

Definição e desenvolvimento da infraestrutura de fornecimento de serviços PREFER

Revisão de documentação obtida anteriormente, incluindo requisitos de utilizadores e definição de serviços Definição detalhada e desenvolvimento da estrutura de gestão de dados Definição detalhada e desenvolvimento da estrutura de acesso a dados Definição detalhada e desenvolvimento da interface web padrão Definição detalhada e desenvolvimento da interface móvel de utilizadores Instalação e configuração da área de armazenamento

D5.1.1 Documento sobre definição da infraestrutura de serviços PREFER D5.1.2 Manual de utilizadores de serviços PREFER

D5.1.3 Relatório de desenvolvimento da infra-estrutura de serviços PREFER

WP 5.2 Integração e experimentação da infra-estrutura de

serviços

Integrar e testar os elementos da infra-estrutura de serviços PREFER

Integrar e testar: - Estrutura de gestão de dados - Estrutura de acesso a dados - interface web padrão - interface móvel de utilizadores

D5.2.1 Relatório Integração e experimentação da infra-estrutura de serviços PREFER

WP 6.1 Comunicação e networking

Criação e manutenção de um website público para o projecto, que inclua toda a informação relevante. Preparação e distribuição de material promocional Apresentação dos resultados do projecto em conferências relevantes e eventos públicos

Disseminação e desenvolvimento de material promocional Comunicações a utilizadores

D6.1.2 Plano de disseminação do PREFER D6.1.3 Material promocional do PREFER

D6.1.4 Apresentação final do projecto

WP 6.2 Formação de

utilizadores e workshops

Organização de Curso de formação

Organização de workshops de utilizadores


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acessibilidade destes produtos deve, no entanto, ser demonstrada. Devem igualmente ser disponibilizados num formato estandardizado e actualizados sempre que necessário. Os utilizadores sugeriram também a possibilidade de discutir melhor a resolução temporal e espacial dos produtos, as quais devem corresponder às necessidades actuais dos serviços que actuam na gestão de incêndios.

Os produtos PREFER podem contribuir para harmonizar a informação dedicada à gestão de incêndios a nível internacional, promovendo a cooperação entre os países do Mediterrâneo, mas também a nível nacional, disponibilizando o mesmo portfólio de produtos às autoridades nacionais e regionais. No entanto, a legislação existente não inclui nenhuma indicação em relação à utilização de produtos de EO na gestão do fogo. Finalmente, algumas observações foram feitas em relação à necessidade de desenvolver alguns exemplos de mapas nos trâmites definidos pelo projecto, para facilitar aos utilizadores a compreensão da sua utilidade e características, assim como alargar os questionários a um número mais alargado de potenciais utilizadores, para um entendimento mais amplo dos requisitos dos produtos a desenvolver.

Após as reuniões iniciais e a primeira workshop realizada em Maio 2013, os parceiros estabeleceram as seguintes actividades adicionais para melhorar os resultados do projecto:

- Definir um vocabulário de termos técnicos utilizados no projecto, para garantir a consistência dos termos utilizados e facilitar a comunicação entre os parceiros e os utilizadores finais;

- Criar amostras ou exemplos dos produtos finais a desenvolver pelo projecto, complementares às folhas de especificações dos produtos já existentes;

- Nas próximas reuniões, todos os parceiros devem incluir uma sessão paralela com utilizadores nacionais/locais, para apresentar os resultados do projecto e beneficiar da sua avaliação dos produtos e serviços do PREFER;

- Criar uma lista de produtos já existentes (GMES, JRC, ESA, etc.) que sejam relevantes para os produtos a desenvolver no projecto, e verificar a sua aceitação e uso operacional pelos utilizadores finais, de forma a identificar as potenciais causas para o seu sucesso.

4. CONCLUSÕES

A necessidade de obter informação e dados actualizados sobre a ocorrência de incêndios e

os seus impactes em áreas diversas, promove a exploração de novos produtos e serviços de elevado nível tecnológico. O projecto PREFER, com a disponibilização de produtos baseados em tecnologias avançadas e ajustados aos requerimentos dos utilizadores finais, dará um contributo significativo neste sentido. Desta forma, é assegurada a integração dos vários sectores que contribuem para a gestão de incêndios nos países mais afectados, garantindo a utilidade e aumentando a eficácia dos produtos e serviços desenvolvidos.

O desenvolvimento do projecto apoia-se na promoção de sinergias entre as entidades participantes, contribuindo para a intensificação das relações de cooperação a nível internacional.

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OS INCÊNDIOS FLORESTAIS EM PORTUGAL TÊM SOLUÇÃO

Messias Mira Geógrafo, Inspetor da Polícia Judiciária, Diretoria de Coimbra

[email protected]

Luciano Lourenço Departamento de Geografia da Faculdade de Letras, Universidade de Coimbra, 3004-530 Coimbra;

[email protected]

RESUMO As condições necessárias para a ocorrência da combustão podem ser descritas de forma muito simples através do triângulo do fogo, sendo necessária a presença simultânea dos três lados do triângulo, cujos intervenientes serão o comburente, o combustível e a energia de ativação. Não sendo possível eliminar o comburente, poderá intervir-se a nível do combustível e da energia de ativação, pois se o combustível for reduzido, o incêndio terá grande dificuldade em se desenvolver e progredir. Por sua vez, a energia de ativação é devida essencialmente a causas humanas, sobre as quais é possível atuar, porque são conhecidas, ao ponto de uma equipa do Instituto Superior da Policia Judiciária e Ciências Criminais (PJ) ter traçado o perfil do incendiário português, logo os incêndios podem ter solução. Palavras chave: Portugal; combustão; triângulo do fogo; combustível; perfil do incendiário.

THE FOREST FIRES IN PORTUGAL HAVE SOLUTION

ABSTRACT The necessary conditions for the occurrence of combustion can be described very simply through the fire triangle, which requires the simultaneous presence of the three sides of the triangle, whose actors are the oxidizer, fuel and activation energy. Not being able to delete the oxidising agent, may intervene at the level of the fuel and the activation energy, as if the fuel is reduced, the fire will have great difficulty in developing and progressing. In turn, the activation energy is mainly due to human causes, on which it is possible to act, because they are known, to the point of a team from the Higher Institute of Police and Criminal Sciences (PJ) have traced the profile of the arsonist Portuguese, so the forest fires may have a solution. Keywords: Portugal; combustion; fire triangle; fuel; profiled the incendiary.


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INTRODUÇÃO

A partir dos anos sessenta/setenta do século passado, a floresta portuguesa começou a ser

abandonada (L. LOURENÇO, 2007), atitude que, posteriormente, foi de algum modo fomentada por sucessivos governos, pois estariam convencidos de que já éramos suficientemente desenvolvidos e, por isso, a agricultura e a floresta não seriam precisas, tendo pago aos proprietários para abandonarem muitas das culturas que, até então, praticavam.

Como resultado desta e de outras transformações ocorridas na sociedade portuguesa, os incêndios florestais foram ganhando cada vez mais importância, obrigando à tomada de importantes medidas legislativas, primeiro em 1981, designadamente com o Decreto Regulamentar n.º 55/1981, 18 de Dezembro, e após os anos críticos de 2003 e 2005, respetivamente com os Decretos-Lei n.ºs 156/2004, de 30 de Junho, e 124/2006, de 28 de Junho.

Decorridos mais de meia dúzia de anos sobre a publicação deste último diploma legal, teria sido suficiente que algumas das medidas nele preconizadas tivessem sido aplicadas de forma generalizada, para que os incêndios florestais começassem a ter solução.

Mencionamos, a título de exemplo, a construção de faixas de gestão em torno dos aglomerados populacionais. Seria suficiente que esta medida fosse implementada para que o panorama dos incêndios florestais pudesse ser profundamente alterado, uma vez que os bombeiros ficariam disponíveis para combater os incêndios na floresta, em vez de ficarem hipotecados junto às habitações, a defender situações que, se tivessem sido prevenidas, seriam evitadas.

Ao contrário do que já se afirmava há vinte anos, o combate aos incêndios florestais continua a não ser encarado como deveria, ou seja, como o último recurso, pois “Prevenir é a Palavra de Ordem. Mas, se a prevenção falha ou é menos eficiente, surge a doença, e é necessário remediar, é necessário o último recurso, é necessário combater o incêndio” (RIBEIRO DE ALMEIDA, 1993), mas, “o combate é um remedeio, o último remedeio, o mau recurso” (o. c., 1993). Claro que é necessário estarmos preparados para combater, mas a solução passa pela prevenção efetiva, aplicada e com visibilidade no território.

Ora, numa altura em que parece estar a ser preparada mais legislação para onerar os proprietários florestais e quando já se percebeu que o problema não é de falta de legislação, mas sim de falta da sua aplicação e do seu cumprimento, não será com mais legislação punitiva para os proprietário florestais que se encontrará a solução adequada.

1. OS INCÊNDIOS FLORESTAIS Dada a complexidade do assunto, não temos a veleidade de, em meia dúzia de linhas,

abordar os diferentes aspetos deste problema, mas tão somente e apenas, de forma simples, deixar duas ou três notas com vista à sua eventual solução.

Como é conhecido, os incêndios florestais correspondem a uma combustão descontrolada que tem como comburente o oxigénio e, como combustível, um conjunto de substâncias vegetais naturais, constituídas tanto pela manta morta, como por espécies vivas, sejam elas herbáceas, arbustivas ou arbóreas. Distinguem-se de outras combustões (por exemplo, combustões com substâncias químicas) por possuírem apenas o oxigénio como comburente e usarem um grupo de combustíveis relativamente homogéneo. (A. CARVALHO 2006).

Como também é sabido, as condições necessárias para a ocorrência de uma combustão podem ser descritas, de forma muito simples, através do triângulo do fogo, ou seja, para que haja combustão terá de se registar a presença simultânea dos três lados do triângulo, neste caso, representados pelo comburente, combustível e energia de ativação (A. CARVALHO 2006).

Assim sendo e uma vez que não é possível eliminar o comburente do espaço florestal, o esforço de atuação deve concentrar-se nos outros dois lados do triângulo, ou seja, no combustível e na energia de ativação. Ora, se o combustível for reduzido, o incêndio terá grande dificuldade em se desenvolver e progredir (L. LOURENÇO, 2007), pelo que esta deverá ser uma das áreas prioritárias de atuação para que os incêndios florestais possam passar a ter solução.


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É óbvio que não preconizamos a roça do mato em todos os espaços florestais, por ser financeiramente insustentável, pelo menos enquanto não se encontrar uma nova utilidade para o mato e sobrantes da exploração florestal, que possa vir a ser disseminada por todo o território, mas defendemos sim uma adequada gestão dos combustíveis vegetais existentes nos espaços com aptidão florestal.

Por sua vez, como também se sabe, as causas dos incêndios florestais são essencialmente de origem antrópica, ou seja, têm origem humana, quer ela seja voluntária ou não (L. LOURENÇO et al., 2012), o que deverá determinar o outro lado prioritário de atuação.

Mais do que campanhas momentâneas, muito mediáticas e dispendiosas, mas de efeitos algo duvidosos, preconizamos ações dirigidas a públicos-alvo específicos, com um carácter continuado, visando a alteração de comportamentos de cada um desses públicos, e cujos resultados nos parecem bem mais eficazes em termos da defesa da floresta contra incêndios.

Sendo assim, o problema dos incêndios florestais, que é complexo, como todos reconhecemos, tem soluções simples, quando encaradas a médio/longo prazo e tendo como condição de sucesso a sua continuidade. Essas soluções passam, entre outras preconizadas na legislação, por intervenções conducentes à redução do combustível em locais estratégicos e pela alteração de comportamentos por parte da população, duas das muitas medidas simples que escolhemos a título de exemplo e que apresentamos com mais detalhe a continuação.

2. REDUÇÃO DO COMBUSTÍVEL EM LOCAIS ESTRATÉGICOS Um dos principais problemas da nossa floresta resulta do excesso de combustível, que se

vai acumulando ao longo dos anos, sem que, em muitos casos, haja qualquer gestão dessa biomassa acumulada.

Como todos sabemos, se o combustível for reduzindo, os incêndios terão grande dificuldade em se desenvolver e progredir, pelo que não entendemos porque tarda em implementar-se esta medida simples que passa pela gestão do combustível em locais estratégicos.

Também sabemos dos problemas estruturais existentes na generalidade da floresta portuguesa, mas isso não impede que ela possa ser rentável para quem procura soluções adequadas, muitas das quais não se resolvem com a publicação de diplomas legais.

De facto, quando comparamos muito do espaço com aptidão florestal gerido tanto Estado Português, como por muitos dos proprietários privados, com o que é administrado pelas Empresas de Celulose, a diferença é substancial, em vário aspetos, designadamente no que concerne à gestão do coberto florestal desses espaços. Por isso, não será de estranhar que os rendimentos das empresas de celulose sejam elevados, enquanto que, nos restantes casos, são inexistentes ou muito reduzidos. A diferença resulta, apenas, da metodologia seguida. Ora, se temos a experiência de uma metodologia que resulta, custa-nos a perceber porque é que os responsáveis governamentais insistem na manutenção de outra, cujos resultados são muito duvidosos.

Sabemos que não será fácil proceder a esta transformação num curto espaço de tempo, uma vez que a mudança de mentalidades pressupõe um longo percurso, mas temos mais dificuldade em admitir porque é que algumas das medidas preconizadas no já mencionado Decreto-Lei n.º 156/2004, de 30 de Junho, tardam tanto em ser implementadas. Referimo-nos, por exemplo, às previstas no artigo 16.º, que dizia respeito à redução do risco de incêndio, o qual consignava que: 1) Nas áreas florestais previamente definidas nos planos de defesa da floresta mencionados no

artigo 8.º do presente diploma e durante o período crítico, é obrigatório que a entidade responsável: a) Pela rede viária, providencie pela limpeza de uma faixa lateral de terreno confinante, numa

largura não inferior a 10 m; b) Pela rede ferroviária, providencie pela limpeza de uma faixa lateral de terreno confinante,

contada a partir dos carris externos, numa largura não inferior a 10 m; c) Pelas linhas de transporte de energia eléctrica, ou seja, pela rede de muito alta tensão

(MAT), com tensão superior a 110 kV, providencie pela limpeza de uma faixa de largura não inferior a 10 m, contada a partir de uma linha correspondente ao eixo do traçado das linhas.

2) Nos espaços rurais a entidade ou entidades que, a qualquer título, detenham a administração dos terrenos circundantes são obrigadas à limpeza de uma faixa de largura mínima de 50 m à volta de habitações, estaleiros, armazéns, oficinas ou outras edificações.


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3) Nos aglomerados populacionais inseridos ou confinantes com áreas florestais é obrigatória a limpeza de uma faixa exterior de protecção de largura mínima não inferior a 100 m, competindo à câmara municipal realizar os trabalhos de limpeza, podendo, mediante protocolo, delegar na junta de freguesia.

4) Nos parques e polígonos industriais e nos aterros sanitários inseridos ou confinantes com áreas florestais é obrigatória a limpeza de uma faixa envolvente de protecção com uma largura mínima não inferior a 100 m, competindo à respectiva entidade gestora ou, na sua inexistência, à câmara municipal, realizar os trabalhos de limpeza, podendo esta, para o efeito, desencadear mecanismos necessários ao ressarcimento da despesa efectuada.

Ora, ainda que de forma ténue e incipiente, a implementação de algumas destas medidas

começou a ser recomendada pela ex-Direcção-Geral dos Recursos Florestais, que produziu material de divulgação específico (fig. 1) e os resultados dessa aplicação não poderiam ter sido melhores, em termos de demonstração da sua eficácia.

Figura 1. Exemplos de imagens divulgadas a partir de 2004, pela ex-DGRF, com indicações sobre

o modo como deve ser efetuada a gestão do combustível à volta das habitações. Fonte: Ex-Direcção-Geral dos Recursos Florestais.

Com efeito, quase de imediato, num incêndio florestal de meados de Agosto de 2005, as

faixas de gestão de combustível construídas à volta do Esteiro, Pampilhosa da Serra, foram postas à prova e demonstraram grande eficiência na proteção das habitações, pelo que o seu resultado não poderia ter sido mais eficaz, dado que as casa não sofreram qualquer perigo (fot. 1).

Fotografia 1. Pormenor de habitações junto à Central Hidroeléctrica do Esteiro, após a passagem do incêndio, em meados de Agosto de 2005, previamente protegidas com uma faixa de gestão de combustível, razão pela qual não sofreram qualquer dano, nem hipotecaram os bombeiros na sua

defesa (Fotografia de Luciano Lourenço).


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No entanto, apesar destes resultados positivos, à boa maneira portuguesa, mais do que

promover a aplicação da legislação existente à época, com a mudança do Governo houve preocupação em produzir nova legislação, que neste caso se tratou de precisar alguns aspetos da anterior, tendentes a corrigir alguns conceitos e a facilitar a sua aplicação, através do também já mencionado Decreto-Lei n.º 124/2006, de 28 de Junho, que no seu artigo 15.º, referente às redes secundárias de faixas de gestão de combustível, passou a ter a seguinte redação: 1) Nos espaços florestais previamente definidos nos planos municipais de defesa da floresta

contra incêndios é obrigatório que a entidade responsável: a) Pela rede viária providencie a gestão do combustível faixa lateral de terreno confinante

numa largura não inferior a 10 m; b) Pela rede ferroviária providencie a gestão do combustível numa faixa lateral de terreno

confinante contada a partir dos carris externos numa largura não inferior a 10 m; c) Pelas linhas de transporte e distribuição de energia eléctrica em muito alta tensão e em

alta tensão providencie a gestão do combustível numa faixa correspondente à projecção vertical dos cabos condutores exteriores acrescidos de uma faixa de largura não inferior a 10 m para cada um dos lados;

d) Pelas linhas de transporte e distribuição de energia eléctrica em média tensão providencie a gestão do combustível numa faixa correspondente à projecção vertical dos cabos condutores exteriores acrescidos de uma faixa de largura não inferior a 7 m para cada um dos lados.

2) Os proprietários, arrendatários, usufrutuários ou entidades que, a qualquer título, detenham terrenos confinantes a edificações, designadamente habitações, estaleiros, armazéns, oficinas, fábricas ou outros equipamentos, são obrigados a proceder à gestão de combustível numa faixa de 50 m à volta daquelas edificações ou instalações medida a partir da alvenaria exterior da edificação, de acordo com as normas constantes no anexo do presente decreto-lei e que dele faz parte integrante.

3) Em caso de incumprimento do disposto nos números anteriores, a câmara municipal notifica as entidades responsáveis pelos trabalhos.

4) Verificado o incumprimento, a câmara municipal poderá realizar os trabalhos de gestão de combustível, com a faculdade de se ressarcir, desencadeando os mecanismos necessários ao ressarcimento da despesa efectuada.

5) Na ausência de intervenção, nos termos dos números anteriores, entre o dia 15 de Abril de cada ano e até 30 de Outubro, os proprietários ou outras entidades que detenham a qualquer título a administração de habitações, estaleiros, armazéns, oficinas, fábricas ou outros equipamentos sociais e de serviços podem substituir-se aos proprietários e outros produtores florestais, procedendo à gestão de combustível prevista no número anterior, mediante comunicação aos proprietários e, na falta de resposta em 10 dias, por aviso a afixar no local dos trabalhos, num prazo não inferior a 20 dias.

6) Em caso de substituição, os proprietários e outros produtores florestais são obrigados a permitir o acesso dos proprietários ou gestores das edificações confinantes aos seus terrenos e a ressarci-los das despesas efectuadas com a gestão de combustível.

7) Sempre que os materiais resultantes da acção de gestão de combustível referida no número anterior possuam valor comercial, o produto obtido dessa forma é pertença do proprietário ou produtor florestal respectivo, podendo contudo ser vendido pelo proprietário ou entidade que procedeu à gestão de combustível, retendo o correspondente valor até ao ressarcimento das despesas efectuadas.

8) Nos aglomerados populacionais inseridos ou confinantes com espaços florestais e previamente definidos nos planos municipais de defesa da floresta contra incêndios é obrigatória a gestão de combustível numa faixa exterior de protecção de largura mínima não inferior a 100 m, podendo, face ao risco de incêndios, outra amplitude ser definida nos respectivos planos municipais de defesa da floresta contra incêndios.

9) Compete aos proprietários, arrendatários, usufrutuários ou entidades que, a qualquer título, detenham terrenos inseridos na faixa referida no número anterior a gestão de combustível nesses terrenos.

10) Verificando-se, até ao dia 15 de Abril de cada ano, o incumprimento referido no número anterior, compete à câmara municipal a realização dos trabalhos de gestão de combustível, com a faculdade de se ressarcir, desencadeando os mecanismos necessários ao ressarcimento da despesa efectuada, podendo, mediante protocolo, delegar esta competência na junta de freguesia.


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11) Nos parques de campismo, nas infra-estruturas e equipamentos florestais de recreio, nos parques e polígonos industriais, nas plataformas de logística e nos aterros sanitários inseridos ou confinantes com espaços florestais é obrigatória a gestão de combustível, e sua manutenção, de uma faixa envolvente com uma largura mínima não inferior a 100 m, competindo à respectiva entidade gestora ou, na sua inexistência ou não cumprimento da sua obrigação, à câmara municipal realizar os respectivos trabalhos, podendo esta, para o efeito, desencadear os mecanismos necessários ao ressarcimento da despesa efectuada.

12) Sempre que, por força do disposto no número anterior, as superfícies a submeter a trabalhos de gestão de combustível se intersectem, são as entidades referidas naquele número que têm a responsabilidade da gestão de combustível.

13) Os proprietários e outros produtores florestais são obrigados a facultar os necessários acessos às entidades responsáveis pelos trabalhos de gestão de combustível.

14) A intervenção prevista no número anterior é precedida de aviso a afixar no local dos trabalhos, num prazo não inferior a 10 dias.

15) As acções e projectos de arborização ou rearborização deverão respeitar as faixas de gestão de combustível previstas neste artigo.

16) O disposto nos números anteriores prevalece sobre quaisquer disposições em contrário. Poderá parecer descabido transcrever aqui todos estes artigos, mas se refletirmos um

pouco sobre cada um deles, certamente concluiremos que não será necessário propor novas medidas, pelo menos enquanto estas não forem concretizadas, pois estamos certos de que se fossem aplicadas, os incêndios florestais em Portugal começariam a ter solução.

De facto, para a concretização destas medidas começou por se avançar muito, sobretudo em termos de planificação, através da elaboração de planos e projetos. Sem entrar em considerações sobre o modo como alguns deles foram elaborados, estaria na altura de começar a visualizar no território florestal o resultado da implementação dessas medidas. Contudo, o que habitualmente observamos é a grande dificuldade em passar para o território essas medidas, ou seja, em executar aquilo que consta no papel, isto é, em materializar, em concretizar os projetos que constam dos planos que, entretanto, foram ficando desatualizados.

Sendo assim, torna-se necessário proceder à atualização desses planos e acaba por se ir pouco além da fase de construção e atualização dos planos, já que a sua implantação é mais dispendiosa e trabalhosa do que o simples desenho. Por isso e a título de exemplo, não é de admirar que se tenha definido uma rede primária de defesa da floresta contra incêndios (fig. 2), e depois, redefinido em termos distritais, pelo quando chega a altura de a implantar já decorreu demasiado tempo e a sua concretização no terreno tarda em materializar-se.

Com efeito, mais de meia dúzia de anos depois da publicação do Decreto-Lei 124/2006, quantos quilómetros de faixas de primeira ordem foram construídos? Correspondem a quantos hectares de combustível gerido e a quantos hectares de floresta protegida?

Só com base em valores concretos deste tipo se poderão valorizar as medidas de prevenção que, sendo dispendiosas, representam investimento, pelo que serão sempre economicamente mais vantajosas do que os montantes gastos com o contínuo reforço do combate. De facto, da aplicação das medidas de prevenção resultam benefícios económicos, pois a floresta protegida gera riqueza, além de que é mais fácil controlar as manifestações do risco de incêndio, evitando-se perdas e danos no ambiente, na paisagem, na saúde humana, nos bens e haveres das pessoas e, até, na perda de vidas humanas.

Posto isto, tendo-se verificado que o combate não é solução, pois não passa de um remedeio, não se compreende porque é que não se investe na prevenção. Com efeito, por muito dispendiosas sejam as medidas de prevenção, elas constituem sempre um investimento na floresta, com efeitos positivos na extinção dos incêndios. De facto, quanto mais nelas se investir, menos se terá de gastar em combate, um discurso que desagrada a algumas das partes diretamente interessadas e que, talvez por isso, tarde em ser posto em prática. Todavia, enquanto não houver uma vontade política suficientemente forte, que permita equilibrar as dotações orçamentais de prevenção e de combate (incluindo despesas extraordinárias), dificilmente os incêndios florestais terão solução em Portugal.


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Figura 2. Proposta desenvolvida pela ex-Direcção-Geral dos Recursos Florestais, com vista à

implementação da rede primária de faixas de gestão de combustível. Fonte: Ex-Direcção-Geral dos Recursos Florestais.

Mas, para que resulte, a estrutura da prevenção terá de ser articulada de forma vertical, em

pirâmide, cujo vértice será ocupado, naturalmente, pelo responsável do organismo que gere as florestas. Cada lado da pirâmide deverá corresponder a uma das componentes principais da prevenção, cada uma delas com um responsável nacional, que gere os coordenadores dessa área em cada um dos distritos7 e estes, por sua vez, coordenam os responsáveis municipais, encarregados de executar a respetiva ação a nível local, junto dos proprietários florestais, um modelo que já foi testado e deu bons resultados enquanto funcionou.

Ora, se além de vontade política para equilibrar as dotações orçamentais, houvesse também coragem para as administrar, acompanhar e fiscalizar corretamente, decerto que, passados três ou quatro anos, os resultados seriam visíveis e até se justificaria passar a investir mais na prevenção e, progressivamente, ir reduzindo os gastos com combate.

Com uma política desta natureza, evitar-se-iam avultados danos económicos nos espaços com aptidão florestal, os quais muito raramente são contabilizados, e que se traduzem em perdas e danos no ambiente, na paisagem, na saúde humana, em bens e haveres e, frequentemente, até na perda de vidas humanas.

Já todos percebemos que a aposta no combate não é a solução. Mas como é o combate que mobiliza a comunicação social, continua a não ser prioritário fazer-se o que deveria ser feito, pois importa aplicar paliativos, ou seja, mostrar aquilo que parece ser a solução para o problema que não se preveniu, em vez de se aplicar o remédio que seria a cura para a doença, para o mal de que enferma a floresta portuguesa, e que consiste na prevenção, lato sensu.

Apesar de todos sabermos que o combate não é solução, pois não passa de um remedeio, insiste-se em não mudar de paradigma. É urgente arrepiar caminho, pois, de outro modo, contrário

7 Poderá, obviamente, usar-se outra divisão regional. No entanto, enquanto houver uma região a corresponder a um

distrito, como é o caso do Algarve e de Faro, não fará sentido que, do ponto de vista operacional, se crie um tremenda desproporcionalidade com as restantes regiões, de dimensão muito maior, pelo que continuamos a considerar o distrito como o patamar intermédio mais adequado para fazer a transição entre os níveis local/municipal e nacional.


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ao que defendemos, os incêndios florestais não terão solução em Portugal e, de calamidade, transformar-se-ão em fatalidade.

3. ALTERAÇÃO DE COMPORTAMENTOS POR PARTE DA POPULAÇÃO É conhecido, desde há muito, que a esmagadora maioria dos incêndios florestais em

Portugal são provocados por causas de natureza humanas, ao ponto de uma equipa do Instituto Superior da Policia Judiciária (PJ) ter traçado o perfil do incendiário português (Gabinete de Psicologia e Seleção da EPJ, 2008) que, basicamente, consiste no seguinte:

� A maior parte são homens, uma vez que a maioria dos incêndios com origem criminosa foi ateada por homens;

� Geralmente têm 20 a 35 anos, são solteiros ou viúvos, com baixos índices de escolaridade e estão desempregados;

� Só em dez por cento dos casos há mulheres envolvidas. Geralmente, são dois os motivos: problemas amorosos mal resolvidos e fascínio pelo espetáculo;

� Em alguns casos, os incendiários sofrem de depressão, atraso mental ou hiperdependência do álcool;

� Por último, é muito comum o criminoso voltar ao local do incêndio, depois da chegada dos bombeiros e até os ajudar no combate às chamas.

Este estudo concluiu ainda que os casos de incêndio posto, a troco de dinheiro, têm pouca

expressão e que os poucos incendiários que confessaram o crime por razões financeiras, mencionaram sempre quantias muito baixas para a sua execução.

Quando procedemos à análise das causas que foram objeto de investigação, ao longo dos últimos anos (L. LOURENÇO et al., 2012), verificou-se que mais de metade das causas não foram apuradas (QUADRO I) e, por conseguinte, foram consideradas indeterminadas, valor que não deve deixar de merecer alguma reflexão, embora não seja este o espaço mais adequado para discutir porque é que isso acontece.

Depois, em segundo lugar, surge o incendiarismo. No entanto, mesmo tendo em conta que o número de detidos por crime de incêndio florestal tem aumentado nos últimos anos, estamos convictos de que a “mão criminosa” representa uma pequena fatia das causas de incêndio, não só tendo em consideração o reduzido número de condenados, mas também porque a investigação das causas de incêndio não é aleatória, o que se aceita e compreende, mas não permite a extrapolação dos dados da amostra para o universo do total dos incêndios, pelo que continuamos convictos de que a negligência, sobretudo no uso do fogo, continuará a ser uma das principais, se não mesmo a principal, causa de incêndio, apesar de se situar em 3.º lugar, embora com um valor muito próximo do mencionado em 2.º lugar (QUADRO I).

QUADRO I. Distribuição dos valores correspondentes a cada uma das categorias de causas de

incêndio florestal em Portugal, entre 1996 e 2010

Fonte: Adaptado de L. Lourenço et al., 2012, p. 69. Deste modo, pensamos que é possível atuar junto dos diversos utilizadores do fogo, através

de ações de sensibilização/formação dirigidas a cada tipo de público-alvo específico, por forma a reduzir substancialmente o número de ocorrências, até porque, muitas vezes, ocorrem em simultâneo, levando à dispersão dos meios de combate. Ora, se o número de ocorrências diminuir

Ordem Categoria de causa Ocorrências investigadas Média anual % 1º Indeterminadas 34 638 2309 50,71 2º Incendiarismo 13 277 885 19,44 3º Uso do Fogo 12 992 866 19,02 4º Reacendimentos 4 243 283 6,22 5º Acidentais 2 060 137 3,01 6º Naturais 550 37 0,81 7º Estruturais 538 36 0,79

Total de causas investigadas 68 298 4553 100,00


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significativamente, será mais fácil combater eficazmente as restantes e, deste modo, aumentar a eficiência do dispositivo de combate.

A formação e o treino devem ser também uma prioridade para os bombeiros que combatem os incêndios, de molde a reduzir os reacendimentos, os quais, muitas vezes, originam grandes incêndios, alguns deles com consequências catastróficas e que hipotecam grandes quantidades de recursos que poderiam ser mobilizados para outros teatros de operações se as primeiras intervenções fossem sempre finalizadas com rescaldos bem consolidados. Sabemos que para isso também é fundamental reduzir o número de ignições, o que se pode conseguir através do mencionado no parágrafo anterior, bem como através da educação da população.

Esta é outra matéria que deveria merecer particular atenção por parte dos responsáveis, uma vez que muitos dos comportamentos da população urbana são transportados para o espaço florestal, quando em férias ou fins de semana, sem qualquer medida de precaução, fazendo assim aumentar o risco de incêndio e, por vezes, acabam mesmo por ser causa de incêndios. Neste contexto, a população escolar poderia, pela influência que tem sobre os adultos e porque são os proprietários florestais de amanhã, ser alvo de programas específicos, mas que só se justificam se tiverem continuidade, uma vez que os processos de natureza pedagógica não se esgotam com uma ou outra ação pontual, mas antes carecem de persistência e continuidade para que possam dar resultados efetivos.

Nesta conformidade, a fonte de ignição, embora possa ser de origem natural, associada aos raios provenientes de trovoadas secas, está quase sempre associada a causas antrópicas, pelo que é fundamental alterar comportamentos, não só da população em geral, mas também de alguns dos seus sectores específicos, em particular, para que os incêndios florestais em Portugal venham a ter solução.

4. A EVOLUÇÃO DOS INCÊNDIOS FLORESTAIS NOS PAÍSES DO SUL DA EUROPA Quando fazemos uma análise comparativa dos dados estatísticos relativos aos incêndios

florestais dos países do sul da Europa, as diferenças entre Portugal e os restantes países são notórias e mostram claramente que os incêndios florestais têm solução.

Com efeito, quando comparamos a evolução do número médio anual de ocorrências, nas últimas três décadas, observa-se que a Grécia registou um paulatino, embora progressivo, aumento do número de ocorrências ao longo das três últimas décadas, mas, apesar disso, o resultado é o mais baixo dos cinco países analisados.

Segue-se-lhe a França, com um ligeiro aumento do primeiro para o segundo decénio, mas com um substancial diminuição, do segundo para o terceiro, pelo que a tendência é claramente de redução.

A Itália é o país onde a tendência de redução das ocorrências foi mais significativa, com um ligeiro decréscimo logo no segundo decénio e com uma descida mais acentuada na terceira década.

Por último surgem Espanha e Portugal, com tendências análogas, se bem que em proporções bem diferentes, sobretudo tendo em consideração a dimensão territorial dos dois países. De facto, enquanto que a Espanha duplicou o número de ocorrências, da primeira para a segunda década, Portugal triplicou esse valor. Em contrapartida, a redução do número de ocorrências registada da segunda para a terceira década, foi bem mais significativa em Espanha do que em Portugal (fig. 3), quando deveria ser o inverso, para contrariar a tendência verificada na década anterior.

Ora, se nos outros países, onde existiram menos ocorrências, a sua redução foi maior do que naqueles onde existem muitas, porque será que em Portugal não se consegue implementar uma clara diminuição, que nos aproxime dos valores dos outros países, tanto mais que somos um país de dimensão bem mais reduzida? Não deverá ser esta uma das primeiras medidas a tomar para que os incêndios florestais venham a ter solução? Porque se espera para desenvolver um programa, devidamente sustentado, que possa ser eficaz?


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Figura 3. Evolução do número médio anual de ocorrências de incêndios florestais nos países do

Sul da Europa. Fonte dos dados: Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas.

Mas, se no caso do número das ocorrências o contraste é bem visível, para que não restem

dúvidas de que os incêndios florestais em Portugal podem ter solução, vejamos agora o que se passa em termos das áreas queimadas pelos incêndios florestais nos países do Sul da Europa.

Começando por França e Grécia, onde os valores médios anuais de área ardida são inferiores a 50 000 ha, verifica-se que a tendência, ao longo destes três decénios, foi claramente para diminuição desses valores médios.

Do mesmo modo, a Itália, que na primeira década apresentou áreas médias anuais da ordem de 150 000 ha, sofreu uma redução substancial nas décadas seguintes, ao ponto do valor médio, no terceiro decénio, passar sensivelmente a metade do registado na primeira década.

Mais impressionante, ainda, foi a redução observada em Espanha, que de valores médios próximos de 250 000 ha/ano, na primeira década, conseguiu reduzir quase cerca de duas vezes e meia esse valor, tendo passado para cerca de 100 000ha/ano no terceiro decénio.

Ora, se o decréscimo registado na Grécia e em França foi importante, não podemos deixar de sublinhar os casos de Itália e de Espanha, pois, do nosso ponto de vista, demonstram claramente que os incêndios florestais têm solução!

Incompreensivelmente, nestas três décadas, Portugal foi o único país do Sul da Europa, a apresentar uma tendência contrária à dos restantes países, pois, em vez da redução da área queimada, o que se verificou foi o seu aumento substancial, que quase duplicou do primeiro para o terceiro decénio (fig. 4). Ora, se nos últimos trinta anos e nos outros países do Sul da Europa se conseguiu uma substancial redução da área ardida, porque é que em Portugal se passou o inverso?

A resposta é conhecida e não cabe aqui desenvolvê-la, mas fica claro que se mantivermos o rumo, os incêndios florestais em Portugal não caminham para a solução, ao contrário do que sucede nos outros países do Sul da Europa e à revelia daquilo que defendemos, mas que com o consentimento de alguns responsáveis que se têm acomodado às circunstâncias, de calamidade parecem estar a passar, inevitavelmente, a fatalidade. Todavia, essa não é, certamente, uma solução!


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Figura 4. Evolução da média anual das áreas ardidas (ha), nos países do Sul da Europa.

Fonte dos dados: Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas.

CONCLUSÃO Os incêndios florestais em Portugal têm solução, desde que a floresta passe a ser

entendida como um objetivo estratégico nacional. Portugal, além de turismo e mar, também é um País de Florestas e, por conseguinte, se

elas vierem a ser acarinhadas pelo poder político, poderão gerar riqueza, criar postos de trabalho, não só diretos, mas também indiretos, quer na indústria quer nos serviços, e assim aumentarem substancialmente a sua já importante contribuição para o Produto Interno Bruto.

Pensamos que, ao contrário do que diz o slogan atual, “Portugal com fogos depende de todos”, até para podermos acreditar que “Portugal sem incêndios florestais depende de todos”. Já é tempo de confiar a floresta aos técnicos e de fazer menos política com os incêndios florestais!

Quando afirmamos que os incêndios florestais em Portugal têm solução, não queremos com isso dizer que essa solução passa por suprimir os incêndios florestais. De facto, fala-se muito em supressão de incêndios, quando querem referir-se à extinção de incêndios, pois sabemos bem que a supressão não é possível, pois o fogo faz parte do ecossistema mediterrâneo. O que desejamos é ter mais fogos, ao contrário do que diz o slogan político, para termos menos incêndios e, sobretudo, um número muito menor de grandes incêndios florestais, pois são esses que causam os grandes danos. Para conseguir este desiderato é urgente intervir na gestão dos combustíveis e na alteração de alguns comportamentos da sociedade ou, pelo menos, de alguns dos seus sectores.

Sendo complexos, os incêndios florestais terão solução se formos capazes de aplicar, em cada um dos três pilares diretamente intervenientes, medidas simples e com continuidade no tempo, ou seja, paulatina e sucessivamente ao longo dos anos, sempre estribadas em procedimentos de melhoria contínua.

Os incêndios florestais, sendo uma calamidade, só se transformarão numa fatalidade se nada fizermos para o impedir, pois continuamos convictos de que os incêndios florestais em Portugal têm solução.

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS CARVALHO, António (2006) - Investigação de incêndios. Metodologias de Investigação Criminal.

Instituto Superior da Polícia Judicária e Ciências Criminais, Loures; GABINETE DE PSICOLOGIA E SELECÇÃO DA ESCOLA DA POLÍCIA JUDICIÁRIA (2008) -

Estudo do perfil sócio-psicológico do Incendiário florestal. Instituto Superior de Polícia Judiciária e Ciências Criminais, Loures;

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LOURENÇO, Luciano (2007) - Riscos Ambientais e Formação de Professores (Actas da VI Jornadas Nacionais do Prosepe. Colectâneas Cindínicas VII, Projeto de Sensibilização e Educação Florestal e Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais e Faculdade de Letras da Universidade de Coimbra, Coimbra, 223 p.; http://www.uc.pt/fluc/nicif/Publicacoes/Colectaneas_Cindinicas/Coletanea_Cindinica_VII

LOURENÇO, Luciano; FERNANDES, Sofia; BENTO-GONÇALVES, António; CASTRO, Ana; NUNES, Adélia e VIEIRA, António (2012) – “Causas de incêndios florestais em Portugal continental. Análise estatística da investigação efetuada no último quindénio (1996 a 2010)”. Cadernos de Geografia nº 30-31. Coimbra, p. 61-80. http://www.uc.pt/fluc/depgeo/Cadernos_Geografia/Numeros_publicados/CadGeo30_31/Eixo1_3

PLANO ESTRATÉGICO NACIONAL (2009) “ Desenvolvimento Rural 2007 – 2013 (Revisão Novembro 2009)”. http://www.google.com/search?client=safari&rls=en&q=PLANO+ESTRATÉGICO+NACIONAL+(2009)&ie=UTF-8&oe=UTF-8

RIBEIRO DE ALMEIDA, Albano (1993) – “Combate aos Fogos Florestais, o último recurso”. Actas I EPRIF, Encontros Pedagógicos sobre Risco de Incêndio Florestal, Coimbra, p. 47-53. http://www.uc.pt/fluc/nicif/Publicacoes/Edicoes_PROSEPE/Edicoes_Pedagogicas/EPRIF_Documentos/IEPRIF_Atas_pdf.pdf

Diplomas legais: Decreto Regulamentar n.º 55/1981. Diário da República, I Série, n.º 290, 18 de

Dezembro; Decreto-Lei n.º 156/2004. Diário da República, I Série A, n.º 152, de 30 de Junho; Decreto-Lei n.º 124/2006. Diário da República, I Série A, n.º 123, de 28 de Junho.


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PARTE II

EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS


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EFECTOS DEL FUEGO EN LAS PROPIEDADES BIOLÓGICAS, FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL SUELO

Reyes de Celis MED_Soil Research Group. Dpto. de Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola. Facultad de

Química (Universidad de Sevilla).

Antonio Jordán MED_Soil Research Group. Dpto. de Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola. Facultad de


Lorena M. Zavala MED_Soil Research Group. Dpto. de Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola. Facultad de


RESUMEN Los incendios forestales pueden producir varios cambios a corto y largo plazo en el paisaje y en el sistema suelo. La magnitud de estos cambios inducidos por el fuego en los componentes de los ecosistemas (agua, suelo, vegetación y fauna) depende de factores intrínsecos ( la intensidad del fuego y la gravedad ) y extrínsecos ( vegetación, suelos , geomorfología , etc.) Los impactos más importantes de los suelos en el corto plazo son la reducción de la cubierta vegetal (que aumenta el riesgo de erosión del suelo), la deposición de cenizas después de la combustión de la biomasa, la inducción de la mejora de la repelencia al agua y los cambios en la estructura y componentes del suelo. La combustión de la materia orgánica del suelo y la biomasa también se traduce en la emisión de gases y otros contaminantes a la atmósfera. Del mismo modo, los cambios inducidos por el fuego en los componentes biológicos del suelo (vegetación, animales y microorganismos del suelo ) pueden ocurrir rápidamente y producir una respuesta a gran escala. Los efectos a largo plazo de los incendios en los suelos y el agua y pueden persistir durante períodos relativamente cortos (horas, días o meses ), largos (años o decenas de años), o ser permanente dependiendo de la gravedad o de fuego y el régimen de incendios . Algunos de estos efectos son una consecuencia de la relación entre el fuego, la hidrología y el ciclo de nutrientes.

Palabras clave: incendios forestales, degradación del suelo, propiedades químicas del suelo, propiedades físicas del suelo

FIRE EFFECTS ON SOIL BIOLOGICAL, PHYSICAL AND CHEMICAL PROPERTIES

ABSTRACT

Wildfires may produce several changes in the short- and long-term in the landscape and in the soil system. The magnitude of these changes induced by fire in the components of ecosystems (water, soil, vegetation and fauna) depends on intrinsic factors (fire intensity and severity) and extrinsic (vegetation, soil, geomorphology, etc.). The most important impacts on soils in the short-term are the reduction of vegetation cover (which increases soil erosion risk), the deposition of ash after combustion of biomass, the induction of enhancement of water repellency and changes in the structure and soil components. Combustion of biomass and soil


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organic matter also results in the release of gases and other pollutants into the atmosphere. Similarly, the changes induced by fire on the biological soil components (vegetation, animals and soil microorganisms) may occur rapidly and produce a large-scale response. The long-term effects of fire on soils and water may well persist for relatively short periods (hours, days or months), long (years or tens of years), or be permanent depending on the severity or fire and fire regime. Some of these effects are a consequence of the relationship between fire, soil, hydrology and nutrient cycling.

Keywords: forest fires, forest soils, soil degradation, soil chemical properties, soil physical properties

INTRODUCCIÓN

El fuego es una de las causas más importantes de alteración de los ecosistemas (Eiten,

1992; Bond y Keeley, 2005; Certini, 2005; Neary et al., 1999; Kutiel, 2006). En las zonas mediterráneas, los incendios constituyen un fenómeno recurrente y frecuente durante el verano, estación que en el clima mediterráneo se caracteriza por ser seca y de altas temperaturas que exceden los 40 oC (Moreno y Oechel, 1995; De la Rosa et al., 2008). La preocupación por los incendios forestales y sus efectos en la región mediterránea comenzó en los años 1960, cuando se produjo un aumento exponencial de la actividad del fuego (Moreno et al., 1998; Pausas, 2004) como consecuencia del abandono generalizado de las áreas marginales, generalmente en zonas montañosas (Margaris et al., 1996).

El suelo es el componente básico del ecosistema forestal. Su sostenibilidad y recuperación dependen tanto de los procesos químicos, físicos y biológicos como de la severidad del fuego (Neary et al., 1999; Mataix-Solera y Guerrero, 2007). Los impactos del fuego en el suelo son básicamente de dos tipos: directos, como consecuencia de la combustión de los residuos orgánicos y las temperaturas que se alcanzan en el suelo, e indirectos (Neary et al., 1999), como consecuencia de cambios producidos en otros componentes del ecosistema, como la disminución de la cobertura vegetal o el aporte de cenizas y hojarasca parcialmente quemada (Cerdà y Doerr, 2008), incluso cambios en la flora (Pausas y Verdú, 2005; Trabaud, 2000). La severidad de estos impactos depende en gran medida de su intensidad, duración y frecuencia (Flannigan et al., 2000; Inbar et al., 1998; Robichaud et al., 2000). Incendios de baja intensidad, durante los que no se alcancen temperaturas elevadas y que no afecten excesivamente a la cobertura vegetal, no causarán grandes impactos, que, en todo caso, quedarán restringidos a la superficie o a los primeros milímetros de profundidad del suelo. Incendios prolongados, recurrentes, o de gran intensidad, en los que se alcancen altas temperaturas, que consuman la mayor parte de la cubierta vegetal, pueden ocasionar cambios importantes en el funcionamiento del sistema suelo (Doerr et al., 2006). En estos casos, el período de restablecimiento de las condiciones iniciales puede ser muy largo, o los cambios hacerse permanentes.

En este artículo se revisan los principales efectos del fuego en [i] las propiedades biológicas, [ii] químicas y [iii] físicas de los suelos forestales mediterráneos, así como [iv] los impactos hidrológicos y [V] el riesgo de erosión en el post-incendio.

1. HISTORIA DEL FUEGO EN LOS SISTEMAS MEDITERRÁNEOS Evidencias geológicas, como la presencia de carbón en los sedimentos, demuestran que el

fuego ha actuado desde hace 400 millones de años (principios del Devónico) cambiando su frecuencia e intensidad según los niveles de oxígeno atmosférico y el clima (Scott, 2000; 2009; Bodí et al., 2012a). El impacto antrópico sobre el régimen de incendios comenzó en el Neolítico, cuando el hombre se convierte en agricultor y convierte al fuego en su principal herramienta para obtener grandes zonas de cultivo a través de la deforestación del monte mediterráneo. Se estima, que esta práctica se instauró hace aproximadamente 7000 años, como lo demuestran restos arqueológicos y análisis palinológicos de diversos lugares de Europa, y que se ha seguido practicando hasta muy recientemente en la cuenca Mediterránea. (Pausas et al., 2008, 2009). En un momento anterior a la instalación de estas comunidades agricultoras, el bosque mediterráneo


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estaba constituido principalmente por quercíneas, y las coníferas eran menos abundantes y quedaban relegadas a las laderas de las colinas. El asentamiento de las poblaciones agricultoras supuso la rápida eliminación de estos bosques en las zonas más fértiles, subsistiendo de esta forma casi únicamente las coníferas, que se expandieron sobre las zonas de cultivo abandonadas y se vieron favorecidas por las repoblaciones.

La recurrencia de incendios propicia un ecosistema distinto del que se esperaría debido a la situación climática en la que se encuentran dichas zonas. Si los incendios forestales se convierten en un fenómeno recurrente y cada vez más frecuente, las especies con algún mecanismo de resistencia al fuego perdurarán y desarrollarán diferentes morfologías y dispositivos de reproducción para resistir a los incendios y verse favorecidas por ellos (Pausas y Verdù, 2005; Pausas et al., 2008; Pyne, 2001). Este es el caso de las plantas pirófitas como cistáceas y ericáceas.

Hasta mediados del siglo XX, en España, Portugal y el resto de países mediterráneos, la gestión forestal consistía en un aprovechamiento a veces abusivo, de los recursos forestales, quemando la vegetación para sembrar cereales, frutales u olivos. El resultado era un paisaje compartimentado y diverso con bajo riesgo de incendios, los cuales eran rápidamente sofocados por la población que residía y trabajaba en el monte. (Bodí et al., 2012a). En los años 60, la industrialización y el éxodo rural en el mediterráneo europeo, provocaron el abandono del campo y de las prácticas tradicionales (pastoreo, mantenimiento de setos y pistas forestales o manejo de la vegetación), incrementando el riesgo de incendios (Bodí et al., 2012a).

A este cambio de uso y al incremento del riesgo de incendios forestales ha contribuido también la reforestación con especies de rápido crecimiento pero altamente inflamables (como pino o eucalipto) y con altas tasas de crecimiento (Fernández et al., 2004; Shakesby, 2011). Efectos del fuego en los suelos forestales

1.1. Efectos del fuego sobre los componentes bióticos del suelo

El efecto más perceptible del fuego es la disminución de la cubierta vegetal. Aunque la

mayoría de los incendios que ocurren son de baja severidad (Agee, 1993), incendios recurrentes de alta severidad pueden observarse ocasionalmente en muchos ecosistemas (Paine et al., 1998). Incendios recurrentes pueden afectar a la vegetación a corto plazo (Bond y van Wilgen, 1996), pero los efectos pueden variar mucho dependiendo de las características de las especies y su forma de expansión (Bond y van Wilgen, 1996; Noble y Slatyer, 1980). Según su respuesta al fuego existen cuatro grandes grupos de plantas: rebrotadoras, germinadoras, rebrotadoras facultativas y, finalmente, especies que no pueden rebrotar, ni sus semillas resisten las altas temperaturas. Éstas desaparecen temporalmente después de un incendio, pero pueden recolonizar el espacio desde los extremos de la zona quemada (Pausas, 2004; Lloret y Zedler, 2009; Bodí et al., 2012a). El rebrote es uno de los mejores mecanismos de piro-resistencia. Para ello se desarrollan cortezas gruesas y poco inflamables, que actúan como aislantes térmicos que protegen a la parte aérea para que después del incendio sea capaz de rebrotar (como ocurre con Quercus suber) o se protege la parte subterránea (como ocurre con los brezos). Especies como Quercus coccifera tienen una gran capacidad de rebrote tras el incendio y un gran sistema radicular que permite en 2 ó 3 años un 90% de recubrimiento (Sala et al., 1990). Existen arbustos no rebrotadores que tienen bancos de semillas persistentes en el suelo y resisten el calor del fuego, como las Cistus sp. o Ulex parviflorus. En otras especies las semillas son estimuladas para germinar por otros productos derivados del incendio como el humo o las cenizas (por ejemplo: Rhamnus alaternus, Alnus glutinosa, Cistus incanus, Clematis vitalba) (Crosti et al., 2006; Paula et al., 2006). Sin embargo, si el periodo entre incendios no es suficiente para que los individuos lleguen a la edad adulta, o si este intervalo corto entre incendios es muy recurrente, el banco de semillas se puede agotar (Pausas, 2004). Tras el incendio, las herbáceas de vida corta cubren el suelo junto con los arbustos y leñosas que rebrotan rápidamente. Las herbáceas alcanzan su pico en 1-5 años, y luego se ralentiza su crecimiento (Ferran y Vallejo, 1992; Ferran y Vallejo, 1998). Los rebrotes de leñosas son siempre muy rápidos debido al sistema radicular bien desarrollado del que disponen, lo que permite captar agua y nutrientes.

La observación de la gran actividad biológica posterior y la abundancia de plantas simbiontes con hongos o con bacterias del suelo, precisamente en las formaciones más castigadas por los incendios, denota cierta compatibilidad y facilidad de recolonización. Esta se produce en poco tiempo, y tiene como origen los residuos y las capas no alteradas, a la vez que el aire. El aumento de la temperatura del suelo en las superficies incendiadas y el incremento del pH que proporcionan las cenizas con suficiente humedad, activan el desarrollo de microorganismos,


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cuya población puede llegar en pocos días a ser mayor que antes del incendio (Mataix-Solera y Guerrero, 2007) . En áreas previamente incendiadas es frecuente observar una gran actividad biológica y relaciones simbióticas entre plantas y algas tras las primeras lluvias (Mataix-Solera y Guerrero, 2007; Bodí et al., 2012a)

Sin embargo, también se producen efectos sobre otros componentes bióticos del sistema suelo. Tras un incendio, la fauna del suelo sufre perturbaciones drásticas (Cairney y Bastias, 2007; Metz y Dindal, 1980) en su nivel superficial y, esporádicamente, a mayor profundidad por calcinación de las raíces de árboles previamente cortados o heridos. En el post-fire, las fuentes de alimento se reducen drásticamente, limitando los recursos de la fauna del suelo (Gongalsky et al., 2006; Gongalsky et al., 2008; Malmström et al., 2009; Moretti et al., 2006), aunque no todos los animales son afectados por igual (Bengtsson, 2002). The recovery of soil organisms after fire is probably related to the density of the plant cover y the thickness of the organic layer remaining after the fire (Gongalsky y Persson, 2013). La recuperación puede producirse desde las áreas vecinas no quemadas (Bezkorovainaya et al., 2007), o bien desde parches afectados por fuego de baja severidad dentro de la zona quemada (Gongalsky y Persson, 2013.

Distintos grupos de microorganismos ofrecen diferentes estrategias de resistencia a los cambios. Los hongos, por ejemplo, suelen mostrar mayor resistencia que las bacterias (Dunn et al. 1985), aunque las bacterias pueden recobrarse más rápidamente (Bárcenas-Moreno y Baath, 2009; Bárcenas-Moreno et al., 2011; Guerrero et al., 2000; Guerrero et al., 2005; Ponder et al. 2009). La actividad microbiana y la estructura de la comunidad pueden verse afectados por los incendios de alta intensidad, que pueden esterilizar parcialmente el suelo (Pietikäinen y Fritze, 1995). Tras esta fase, la riqueza en nutrientes permite la rápida proliferación de bacterias. Cuando el sustrato se vuelve limitante de nuevo, la actividad microbiana decrece, pero la biomasa sigue aumentando, hasta que la población se estabiliza de manera progresiva tras el restablecimiento de la vegetación (Bárcenas-Moreno et al, 2011).

1.2. Efectos del fuego sobre las propiedades químicas del suelo 1.2.1. Acidez

Después de un incendio, normalmente disminuye la acidez del suelo, debido a la

destrucción de ácidos orgánicos y al aporte de carbonatos, cationes básicos y óxidos procedentes de las cenizas (Granged et al., 2011a; Granged et al., 2011b; Kutiel et al; 1990; Ulery et al., 1995). En los casos en los que la intensidad del incendio es alta, y se produce una gran combustión de la materia orgánica del suelo, el pH del suelo puede llegar a aumentar bastante (4 o 5 unidades; Ulery et al., 1995) debido, fundamentalmente a la pérdida de grupos OH de los minerales de la arcilla, a la formación de óxidos (Giovannini, 1988, 1990), la liberación de cationes (Arocena y Opio, 2003; Dikici y Yilmaz, 2006; Giardina et al., 2000) o la sustitución de protones en el complejo de cambio por cationes (Arocena y Opio, 2003; Terefe et al., 2008). Sin embargo, algunos autores han observado descensos en el pH en suelos expuestos a altas temperaturas en el laboratorio (Terefe et al., 2008), debido a que en estos casos no se ha tenido en cuenta el efecto de las cenizas.

En general, el incremento de pH es efímero debido a la formación de nuevo humus, y el lavado de los iones básicos, aunque en algunos casos se han necesitado 50 años para recuperar el pH inicial (Viro, 1974; Khanna y Raison, 1986; Etiégni y Campbell, 1991). La velocidad de recuperación dependerá también de la capacidad tampón del suelo. En ocasiones, recuperaciones relativamente rápidas de parámetros como el pH son producto de la desaparición de las cenizas por erosión (Zavala et al., 2009; Pereira et al., 2013).

1.2.2. Capacidad de intercambio catiónico

El fuego afecta directamente al complejo de cambio mediante la combustión de la materia

orgánica y la alteración de los minerales de arcilla. La materia orgánica se altera a temperaturas entre 100 y 500 oC s (Knoepp et al., 2005), mientras que los minerales se alteran a temperaturas mucho más altas. Después del fuego, en general se aprecia un descenso de los valores de la capacidad de intercambio catiónico, especialmente en los primeros centímetros. Este descenso será más o menos importante dependiendo de la severidad del incendio, contenido previo de materia orgánica, y cantidad o naturaleza de los minerales de las arcillas (Gil et al., 2010). Los suelos arenosos por estas razones sufren una disminución notable de almacenamiento de iones.


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1.2.3. Contenido en sales solubles Tras exposición a temperaturas moderadas, la conductividad eléctrica del suelo puede

aumentar notablemente por la incorporación de sales solubles procedentes de la combustión de la materia orgánica (DeBano et al., 1977; Hernández et al., 1997, Carballas, 1993; Kutiel & Inbar, 1993). A corto plazo, estos iones liberados suponen una mejora de la fertilidad en la mayoría de los casos, pero en otros, pueden dar lugar a problemas, debido a que la absorción de algunos nutrientes puede ser inhibida por problemas antagónicos surgidos de la acumulación elementos minerales. En cualquier caso, la los cambios en la conductividad eléctrica suelen ser efímeros, ya que las sales son rápidamente lavadas o arrastradas por la escorrentía.

La EC también puede disminuir en suelos expuestos a temperaturas cercanas a los 500 oC, debido a la destrucción de los minerales de arcilla, la formación de óxidos y la formación de partículas gruesas (Terefe et al., 2008).

1.2.4. El nitrógeno

El nitrógeno es uno de los nutrientes más afectados por el fuego (Mataix-Solera y Guerrero,

2007). Durante la combustión, gran parte del N se pierde por volatilización a 200 oC (Chandler et al., 1983; Fisher y Binkley, 2000; Prichett y Fisher, 1987; Turner et al., 2007). Sin embargo, algunos autores han mostrado aumentos por la incorporación de materiales parcialmente pirolizados (Giovannini et al., 1988; Grogan et al 2000; Prieto-Fernández et al., 1993;). La ceniza resultante de la combustión estimula la producción primaria los ecosistemas a través de la retención de N () y poco después de los incendios su redistribución a través del viento y el agua hace que la disponibilidad de N en el suelo sea heterogénea (Rivas et al., 2012). La volatilización del nitrógeno durante la combustión se relaciona directamente con las temperaturas alcanzadas en el suelo y con la materia seca consumida, pero las condiciones de nitrificación suelen mejorar tras el incendio (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). Las concentraciones de N inorgánico tienden, normalmente, a aumentar en las áreas que han sufrido el paso del fuego que en las zonas control en los primeros años después del fuego (Smithwick et al., 2005; Turner et al., 2007; Boerner et al., 2009). Estos cambios en el N inorgánico del suelo tras los incendios puede atribuirse a una combinación de efectos directos e indirectos de fuego, a liberación del N de raíces muertas y de compuestos en los que previamente el N era inaccesible (Smithwick E.A.H. et al. 2005; Rivas Y. et al, 2012). Esta mejora de la nitrificación, ocurre especialmente en los suelos ácidos, a causa del descenso de la acidez que provoca una mayor actividad microbiológica, a la germinación de muchas semillas de plantas fijadoras de nitrógeno, por ejemplo especies de leguminosas fijadoras como el Ulex parviflorus (Pastor-López y Martin-Martin, 1995; Neary et al., 1999; Raison et al., 2009), en menor medida, a los aportes de nitrógeno a través de las precipitaciones, de modo que los niveles de este elemento suele restablecerse rápidamente. (Kutiel y Naveh, 1987; Giovannini et al., 1990; Gimeno-García et al., 2000; Mataix-Solera y Guerrero, 2007). Además la muerte de la mayoría de los árboles tras un incendio, desencadena la pérdida de asociaciones de micorrizas (), y, por lo tanto, la absorción de nutrientes disminuye aumentando la presencia del N en el suelo. (Smithwick et al., 2005) A veces, la vegetación rebrotadora del sotobosque puede ser suficiente y evitar la alteración del ciclo del N en el suelo, pero si los incendios son lo suficientemente graves como para eliminar el rebrote de vegetación, se produce el lixiviado de N, a las aguas subterráneas. (Rivas et al., 2012). Se han observado diferentes patrones de disponibilidad de Nitrógeno post-incendio, pero, la predicción de esta disponibilidad se ve obstaculizada por la falta de comprensión de los mecanismos que controlan los patrones: los cambios en las condiciones abióticas causadas por la desaparición de la cubierta vegetal, los cambios en las características y la profundidad de la capa orgánica que afectan a la fijación y absorción de N. (Smithwick, et al., 2005).

1.2.5. El carbono orgánico

Aunque la combustión de la materia orgánica causa una pérdida de C orgánico en el suelo,

el impacto del fuego puede ser complejo según la intensidad del incendio y los procesos que tengan lugar. Después de incendios de baja intensidad, puede haber incrementos de carbono orgánico procedente de la vegetación parcialmente pirolizada. En cambio, a intensidades elevadas la cantidad de materia orgánica de la superficie del suelo puede disminuir (Mataix-Solera et al., 2002). Según Knoepp et al. (2005) calentando el suelo a 450 °C durante dos horas o a 500 °C media hora, se destruye el 99% de la materia orgánica. Sin embargo, la pérdida de materia


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orgánica puede equilibrarse con aportes de material parcialmente quemado y la caída de hojas tras el fuego (Gimeno-García et al., 2000; Granged et al., 2011a Granged et al., 2011b; Terefe et al., 2008)

Fuegos de intensidad media o baja pueden inducir cambios estructurales en los compuestos alifáticos, mientras que los ácidos húmicos pueden permanecer inalterados (Giovannini, 1994; Pardini et al., 2004). A mayor temperatura, la materia orgánica del suelo sufre diferentes modificaciones; el grado de estabilidad y condensación de las fracciones húmicas aumenta y esto confiere una mayor resistencia frente a la degradación microbiana (Bodí et al., 2012a).

La materia orgánica se concentra sobre en la superficie, donde es particularmente vulnerable a grandes pérdidas cuando la cobertura vegetal y la hojarasca son eliminadas por el fuego. La relación C/N se ve alterada, aumenta a medida que la temperatura alcanzada es más elevada. Los suelos afectados por incendios forestales presentan una proporción de materia orgánica libre menor, unos ácidos fúlvicos de bajo grado de polimerización, aumentan los ácidos húmicos y la proporción de humina de insolubilización. Sin embargo estas modificaciones, aparentemente beneficiosas no se mantienen a largo plazo y si la frecuencia de incendios aumenta, el suelo puede convertirse en un medio inerte, ya que los restos vegetales carbonizados aportados son muy difíciles de transformar (González-Vila et al., 2009; Knoepp et al., 2005). Esta materia orgánica carbonizada que se produce en grandes cantidades y se acumula en el suelo, puede constituir un 30-40% al carbono del suelo en ecosistemas propensos a incendios forestales y al secuestro de carbono a largo plazo, siendo un componente significativo en el ciclo global del carbono (Bodí et al., 2012a; Forbes et al., 2006; Mataix-Solera y Guerrero, 2006). Efectos del fuego sobre las propiedades físicas del suelo

1.3. Efectos del fuego en las propiedades físicas del suelo 1.3.1. Color

El suelo que queda expuesto tras un incendio presenta un color ennegrecido debido a

acumulación de cenizas y hojarasca parcialmente quemada (Eckmeier et al., 2010; Eckmeier et al., 2013; Hajdas et al., 2007; Pereira et al., 2013a; Pereira et al., 2013b). El color oscuro disminuye el albedo de la superficie del suelo, que tendrá una alta tendencia a calentarse y por ello, incrementará la tasa de evaporación.

1.3.2. Cenizas

El fuego crea un patrón variable de la distribución de ceniza, debido las diferentes

condiciones de la combustión. Esta variabilidad aumenta con el tiempo, especialmente en zonas inclinadas donde la escorrentía y la erosión del viento son más eficientes. Se obtiene por ello con el tiempo, un patrón heterogéneo de protección del suelo, que varía como resultado de la compactación de ceniza y la redistribución. Esto significa que suelo es diferencialmente expuesto a agentes de erosión (Pereira et al., 2013b). El espesor de la capa de ceniza depende de la severidad del fuego siendo delgada en lugares donde esta ha sido más alta, debido a que se ha consumido una mayor cantidad de materia orgánica, y más gruesa y alta en lugares que han sufrido una severidad menor. La cantidad de hojarasca y ceniza carbonizada parece ser un factor clave en la reducción del riesgo de erosión del suelo post-incendio (Cerdá y Doerr, 2008; Zavala et al, 2009) durante un rango de tiempo que puede variar entre algunos días y meses (Cerdá , 1998; Marcos et al, 2000; De Luis et al, 2003). El período de tiempo que las cenizas permanecen en la superficie del suelo variará según las precipitaciones, escorrentía y propiedades de la ceniza (Cerdà y Doerr, 2008) las cenizas presentaran diferentes características según de la especie de planta quemada, cantidad de biomasa, contenido de humedad del combustible, picos de temperatura y tiempo de residencia (Ulery et al., 1993, Úbeda et al, 2009; Pereira et al, 2009). los efectos de la ceniza en la escorrentía y erosión postincendio, dependen en primer lugar, de sus propiedades físicas y mineralógicas (por ejemplo, tamaño de partículas, porosidad, contenido de carbonato de calcio, o repelencia al agua), las cuales varían con la temperatura las condiciones de la combustión y las especies quemadas (Bodí et al., 2012b; Larsen et al, 2009; Woods y Balfour, 2010), en segundo lugar dependen los cambios físico-químicos en cenizas después de la interacción con la atmósfera y el agua (Etiegni y Campbell, 1991), del espesor de la capa de ceniza (Woods y Balfour, 2010), y de la geología y tipo de suelo del terreno afectado por el incendio. (Larsen et al., 2009, Woods y Balfour, 2010; Bodí et.al, 2012b)


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Después del incendio, la ceniza constituye una fuente importante de nutrientes para la recuperación del ecosistema. Los incendios de alta severidad reducen el combustible de la superficie a pequeñas partículas que son fáciles de transportar e incorporar en el perfil del suelo. Por lo tanto, es muy probable que la ceniza producida a temperaturas más altas durante la combustión induzca los primeros efectos sobre las propiedades del suelo, ya que las partículas más pequeñas se incorporan más fácilmente en el suelo subyacente. La incorporación de Ceniza en el perfil del suelo también depende de las propiedades del suelo, principalmente la textura (Woods y Balfour, 2010).

El mayor peligro es el lavado o la erosión, sobretodo en pendientes fuertes o en zonas que carecen de una estructura edáfica y de vegetación capaces de fijar y aprovechar rápidamente estos nutrientes, aumentando de esta forma la probabilidad de que la acción del viento, erosión o lixiviación, laven el aporte de nutrientes (Neary et al., 1999; Cerdà y Bodí, 2007). Por lo que esta fertilización puede durar de 4 hasta 14 meses. (Mataix-Solera y Guerrero, 2007). En estudios llevados a cabo por Pereira et al. (2013a, 2013b) en Lituania se observa que la mayor pérdida ceniza se produjo en los primeros días tras incendio, como consecuencia de las lluvias, fue más eficiente donde la severidad del fuego fue mayor, y estuvo causada por la erosión y la compactación de la capa de cenizas debido a la acción de la lluvia (Pereira et al., 2013b).La capacidad de la ceniza de proteger el suelo, dependerá de la topografía de la zona quemada, de las condiciones meteorológicas durante el espesor post-incendio y cenizas. (Cerdá y Doerr, 2008; Pereira et al, 2010) El estudio del grosor de la capa de ceniza muestra el grado de protección del suelo en el período inmediatamente después del incendio, y cómo cambia en el espacio y el tiempo. Esto tiene implicaciones sobre cómo cambia el estado de los nutrientes del suelo, debido a la eliminación de cenizas, que varía según la erosión, infiltración y el tipo de ceniza. Varios estudios que se han realizado sobre los efectos de la ceniza en las propiedades del suelo en las zonas quemadas (Mallik et al., 1984, Leighton-Boyce et al, 2007., Cerdá y Doerr, 2008; Gabet y Sternberg, 2008; Onda et al, 2008; Woods y Balfour, 2008, 2010, Larsen et al, 2009; Zavala et al., 2009) consideran el espesor de la capa de cenizas, como una clave para comprender la evolución post-incendio del ecosistema debido a la influencia de las misma en la fertilidad del suelo (Pereira et al., 2013b). La variabilidad espacial del espesor de las cenizas, puede estar afectada por factores intrínsecos como las propiedades del suelo y la textura de la ceniza. Estos factores dependen de la temperatura y severidad del fuego, del contenido de humedad de la vegetación, de la cantidad y del tipo de biomasa y de la distribución del combustible. La variabilidad espacial se ve también afectada por factores extrínsecos, tales como el viento, y erosión por parte del agua. (Pereira et al., 2013c).

1.3.3. La repelencia al agua

La repelencia al agua es una propiedad de los suelos que reduce su afinidad por el agua,

disminuyendo la tasa de infiltración del agua durante períodos de horas, semanas o días. Al reducir la tasa de infiltración, se incrementa la tasa de generación de escorrentía y el volumen de flujo superficial, lo que tiene otras consecuencias importantes, como un aumento considerable del riesgo de erosión (Doerr et al., 2000; Shakesby y Doerr, 2006), patrones irregulares de infiltración (Leighton-Boyce et al., 2005; Ritsema y Dekker, 1994) o un descenso de la fertilidad del suelo, al reducirse el volumen de suelo explorable por las raíces (Blackwell, 2000). También se han observado incrementos en la estabilidad estructural (Mataix-Solera y Doerr, 2004; Mataix-Solera et al., 2011) o en la tasa de secuestro de carbono (Piccolo y Mbagwu, 1999).

Los incendios forestales constituyen una causa importante de la repelencia al agua. Su presencia puede verse provocada, aumentada o disminuida según la temperatura alcanzada en el suelo. A grandes rasgos, si la temperatura alcanzada en el suelo es de 200-250 oC, la provoca o la aumenta, y si es mayor de 300 oC, la destruye. Varios autores (DeBano, 1966; DeBano y Krammes, 1966; Savage, 1974) han observado que el fuego puede inducir repelencia al agua sobre suelos que previamente no la presentaban. Robichaud y Hungerford (2000) y Zavala et al. (2010) observaron que al someter a diferentes tipos de suelo a calentamiento en laboratorio se generan gradientes de temperatura que provocan la redistribución de las sustancias hidrofóbicas en el suelo. Además, observaron interacciones entre la temperatura, el contenido de agua y otras propiedades del suelo. Factores como la temperatura alcanzada, la cantidad y tipo de hojarasca consumida y la humedad del suelo antes de producirse el incendio, pueden intensificar o reducir la repelencia al agua en los suelos. Según estos autores, las substancias orgánicas hidrofóbicas en la hojarasca y en la superficie del suelo se volatilizan durante el incendio. Una pequeña parte de esta cantidad de material es desplazada en profundidad, siguiendo el gradiente térmico hasta


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condensarse de nuevo a pocos centímetros bajo la superficie. DeBano (1991) sugirió que el calentamiento de suelos no repelentes al agua que contuviesen más del 2-3% de materia orgánica siempre induciría repelencia al agua.

Las temperaturas que se alcanzan en el suelo durante el fuego, son muy variadas dependiendo de los factores implicados. En general, y puesto que el suelo es un mal conductor del calor, las temperaturas que se alcanzan en capas profundas del suelo son bajas, a pesar de que las llamas sobrepasen en ocasiones los 1400 oC (DeBano et al., 1998). Numerosos trabajos muestran que durante un incendio se alcanzan fácilmente temperaturas entre 500 y 800 oC en superficie. En profundidad, sin embargo, la variabilidad de registros es muy amplia; desde una variación irrelevante a 5 cm de profundidad a máximos de 100-300 oC. Después de estudiar los efectos de la temperatura durante un experimento de laboratorio. DeBano y Krammes (1966) encontraron que temperaturas entre 480 y 540 oC durante períodos de 25 minutos pueden destruir la repelencia en la superficie del suelo, mientras que temperaturas alrededor de 200 oC durante 10 minutos pueden intensificarla. A partir de experimentos de laboratorio, varios autores han observado que temperaturas entre 250 y 350 oC son suficientes para destruir la repelencia al agua del suelo (DeBano et al., 1966; Robichaud y Hungerford, 2000; García-Corona et al., 2004; Mataix-Solera y Guerrero, 2007). Por encima de ese intervalo de temperatura, la repelencia al agua tiende a disminuir, aunque no se producen cambios radicales. DeBano y Krammes (1966) observaron que tras 5 minutos a 600 oC, el suelo mostraba una repelencia extrema. Sin embargo, las sustancias hidrofóbicas desaparecen a temperaturas más altas: a 800 oC, la repelencia al agua comienza a disminuir después de sólo 10 minutos, y se destruye completamente después de 20 minutos, mientras que a 900 oC el suelo se vuelve completamente hidrofílico después de sólo 10 minutos (DeBano y Krammes, 1966).

Algunos autores han sugerido que la repelencia al agua inducida por el fuego es el resultado de reacciones químicas que tienen lugar durante el proceso, que intensifica las uniones entre estas sustancias y las partículas del suelo (Savage, et al., 1972) y las hace aún más hidrofóbicas a causa de la pirolisis (Giovannini, 1994), más que los mecanismos de volatilización-condensación. Además, factores como la acumulación de cenizas, la volatilización de los compuestos orgánicos durante la combustión y su posterior condensación alrededor de los agregados del suelo, pueden inducir o incrementar la hidrofobicidad. Cerdà y Doerr (2008), por ejemplo, observaron que tras un incendio forestal en un suelo bajo pinar, la repelencia al agua del suelo se redujo significativamente en el área cubierta por cenizas y restos de hojarasca quemada.

1.3.4. Cambios en la estructura, la textura y la porosidad

La porosidad y la capacidad de retención hídrica también pueden verse disminuidas al

cambiar la estructura del suelo y desaparecer la materia orgánica si las intensidades son más elevadas (Neary et al., 1999). Los incendios de alta intensidad son capaces de provocar fusiones térmicas de partículas de tamaño arcilla, incrementándose porcentualmente el tamaño limo y arena (Ulery y Graham, 1993; Dyrness y Youngberg,1957; Nishita y Haug, 1972). Debido a las modificaciones térmicas de aluminosilicatos y oxidos e hidróxidos de hierro (Betremieux et al., 1960; Giovannini et al., 1990). Otro factor que puede ser causante de la modificación de la textura hacia el incremento porcentual fracciones gruesas es que al incrementarse las tasas de erosión es más probable la pérdida de materiales finos, con el consiguiente incremento porcentual de agregados gruesos.

Si la cobertura vegetal no se recupera favorablemente antes de que se produzcan las primeras lluvias de carácter torrencial (caso de las tormentas estivales y otoñales en el clima Mediterrráneo), el impacto de las gotas de lluvia sobre el suelo desnudo inducirña la formación de un sellado superficial, reduciendo la velocidad de infiltración y aumentando la escorrentía superficial y favoreciendo el arrastre de partículas y nutrientes.

1.3.5. La estructura del suelo

Los factores que influyen en la agregación son: el contenido y el tipo de arcilla, los cationes,

las fuerzas de atracción y la cohesión entre los componentes del agregado, la acción microbiana (Mataix-Solera et al., 2011), y el contenido en materia orgánica (Oades, 1993).

La destrucción de los agregados es el primer paso hacia el desarrollo de costras del suelo y sellado de la superficie, lo que reduce la infiltración de agua y aumenta la erosionabilidad del suelo (Mataix-solera et al., 2011). La respuesta de los agregados al paso del fuego es compleja de evaluar.


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Hay determinados factores que inducen un aumento de la estabilidad estructural tras el fuego, según Mataix-Solera et al. (2011). En primer lugar, el tipo de incendio. En el caso de los incendios de copas, donde el fuego no afecta directamente al suelo, se puede producir un aumento del contenido en materia orgánica edáfica debido a la incorporación de material semipirolizado procedente de la vegetación. Esta hipótesis no puede explicar un aumento inmediato, aunque sí a largo plazo. En segundo lugar, la mineralogía de la fracción arcilla, que puede modificarse por el calentamiento formando agregados más estables. En tercer lugar, la combustión de la materia orgánica, que destruye parte de los agregados del suelo, seleccionando los más resistentes y pudiendo inducir también la cementación de algunos agregados debido a cambios térmicos. En cuarto lugar, la presencia de compuestos hidrofóbicos puede aumentar la estabilidad de agregados

En general los incendios de baja intensidad, no producen cambios importantes en la estabilidad de los agregados, aunque en algunos casos se ha observado un aumento de la estabilidad atribuido al desarrollo de la repelencia al agua tras la quema. En términos generales los incendios de alta severidad provocan cambios importantes, pero se observan diferentes tendencias según el tipo de suelo afectado. Si la temperatura es suficiente, puede darse una fuerte agregación al producirse la recristalización de algunos minerales tales como hidróxidos de Fe y Al .Aunque este incremento sea beneficioso desde el punto de vista de resistencia a la erosión no significa un beneficio desde el punto de vista de funcionamiento del sistema suelo, debido a que este aumento de la estabilidad esta propiciado por la fusión de arcillas y causas similares, tratándose de agregados con una cantidad muy baja de materia orgánica. Esta carencia afectara de manera directa a la regeneración de la vegetación y de manera indirecta a la erosión de la zona (Mataix-solera et al., 2011).

2. CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS El fuego es un factor ecológico natural en los ecosistemas mediterráneos y a contribuido a

modelar el paisaje que conocemos, debido a su recurrencia natural y al uso que el ser humano le ha dado a éste. La investigación científica de los últimos 20 años ha corroborado que el fuego es necesario para un correcto funcionamiento del ecosistema en los bosques mediterráneos. Sin embargo, el régimen de incendios ha cambiado debido a las nuevas tendencias sociales, económicas y por las políticas forestales de supresión del fuego. Las comunidades vegetales de los ecosistemas mediterráneos tienen una gran capacidad para regenerarse tras un incendio. Pero hay que tener en cuenta que las especies están adaptadas a un régimen de incendios concreto, y el cambio de régimen de estos puede tener consecuencias importantes en la sostenibilidad del ecosistema.

Aunque el fuego debe considerarse un agente del ecosistema, los cambios socio-económicos producidos en las últimas décadas han contribuido a un aumento de los incendios forestales, alterándose los regímenes de incendios y promoviendo la aparición de graves efectos sobre el suelo, agua y vegetación. Esta nueva situación requiere una inversión, no sólo en la prevención y supresión de los incendios forestales, sino también en la investigación. De hecho, en las últimas dos décadas, la comunidad científica ha dirigido importantes esfuerzos hacia la investigación sobre los efectos del fuego en las propiedades físicas y químicas del suelo a corto y largo plazo, y la implementación de nuevas metodologías. Debido al daño que provocan los incendios forestales en nuestros ecosistemas, es necesario conocer las alteraciones que el fuego causa en el suelo y las consecuencias de estas alteraciones en el funcionamiento del sistema suelo, el cual, hace posible la existencia y funcionamiento de los ecosistemas terrestres. La investigación futura debe esclarecer la falta de conocimiento en áreas como la evolución espacio-temporal del espesor de ceniza, con el fin de evaluar el grado de protección del suelo después de un incendio, y los principales factores que influyen en esta evolución, como su transporte a través del viento, su respuesta frente diferentes intensidades de lluvia, además de realizarse un mayor número de estudios sobre los efectos de las cenizas en la hidrología de la zona para determinar. Sin embargo para indagar sobre los efectos y propiedades de las cenizas no hay que perder de vista su origen, teniendo en cuenta la vegetación que poblaba la zona previa al incendio, siendo interesante estudiar las diferencias entre cenizas pertenecientes a diferentes especies vegetales, mediante la exposición de los diferentes vegetales a fuego de diferente intensidad y severidad para observar las diferencias en la composición de las cenizas de una misma especie, sometida a fuegos de diferentes características y compararlas a su vez con otras especies a las que se las ha sometido a fuego de características idénticas.


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Existen también, preguntas sin respuestas en lo que concierne a la dinámica de los agregados de los suelos afectados por incendios y el vínculo que presentan con el funcionamiento del sistema suelo, por ejemplo, en referencia a los agregados que ganan estabilidad debido a la fusión térmica de arcillas, se desconoce cuáles son las implicaciones para el sistema suelo en términos de fertilidad e hidrología o cuánto tiempo necesita el suelo para formar agregados similares a los de la situación previa al incendio. En este tema también debería tenerse muy en cuenta cómo evoluciona la microbiología y micro-fauna de la zona afectada y las repercusiones en la estructura del suelo, a la vez que la influencia de la vegetación.

No son pocos los factores que junto con el fuego determinan la evolución de un terreno que ha sufrido un incendio forestal por lo que sin duda, se necesita un enfoque interdisciplinario, y colaboración a todos los niveles (prevención, determinación de la severidad del fuego, evaluación de los efectos del fuego, recuperación de suelos, rehabilitación de los bosques, etc) para entender la complejidad de la relación entre las variables que interactúan durante y tras el incendio, y construir patrones que según el tipo de suelo, condiciones climáticas y vegetación, permitan prever cual será de forma aproximada la respuesta del terrero a corto y largo plazo, y así conocer qué medidas serían más propiado tomar en cada caso.

Además los incendios presentan características variables según las cuales, provocaran diferentes efectos. Tras un incendio se produce la pérdida de la cobertura vegetal, y se alteran las propiedades físicas y químicas del suelo a la vez que su contenido biótico.

Bajo la influencia antrópica, los incendios recurrentes disparan el riesgo de erosión hídrica. Es necesaria una mejora de la gestión de los montes mediterráneos que incluyera limpieza del combustible vegetal, impidiendo la acumulación del mismo y redujera la posibilidad de incendios forestales de gran intensidad y extensión. Se necesitan también labores de investigación para evaluar el efecto acumulativo de degradación del suelo a largo plazo, y conocer la repercusión en la regeneración del ecosistema.

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PROCESSOS HIDROGEOMORFOLÓGICOS INTENSOS NA SEQUÊNCIA DE INCÊNDIOS FLORESTAIS EM PORTUGAL: ANÁLISE DE ESTUDOS DE CASO

Adélia N. Nunes Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT), Departamento de

Geografia da Faculdade de Letras, Universidade de Coimbra [email protected]

Luciano Lourenço

Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT), Departamento de Geografia da Faculdade de Letras, Universidade de Coimbra

[email protected]

RESUMO Este trabalho visa, através de estudos de caso, analisar a importância que a destruição do coberto vegetal, por ação do fogo, conjugada com chuvas intensas pode ter no desencadear ou no intensificar de processos hidrogeomorfológicos severos, com particular destaque para a ocorrência de cheias e inundação, bem como o transporte de grandes quantidade de detritos, imediatamente após o incêndio ou passados um ou dois anos.

Palavras-chave: Incêndios florestais, chuvas intensas, cheias e inundações, fluxos de detritos.

ABSTRACT This work aims, through some studies case, to analyze the importance that the destruction of vegetation by fire, together with heavy rains can have in the triggering or in the intensifying of severe hydro-geomorphic processes, with particular emphasis on the occurrence of flooding and transporting of large amount of debris, immediately after the fire or one or two years later.

Key-words: Forest fires, heavy rains, floods, debris flows.


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INTRODUÇÃO Os incêndios florestais fazem parte integrante dos ecossistemas mediterrâneos, mas

também representam na, atualidade, um dos seus principais fatores de degradação. Em Portugal continental, constituem o mais relevante problema ambiental e são frequentemente considerados a principal causa de degradação da camada edáfica superficial (Nunes et al., 2013).

Com efeito, a passagem do fogo e a consequente destruição do coberto vegetal altera de forma significativa os processos hidrológicos e erosivos ao nível do solo. Vários estudos, realizados em diferentes partes do mundo, incluindo Portugal, têm demonstrado que, por vezes, a resposta ao nível do escoamento e perda de solo após incêndios são muito significativas, em particular nas etapas iniciais da chamada "janela de perturbação" (“window of disturbance”) (Shakesby, 2011).

De um modo geral, na região mediterrânea é nos primeiros 4 a 6 meses, após o incêndio, que os solos demonstram maior suscetibilidade à erosão, devido à probabilidade de ocorrência de chuvas intensas no outono-inverno seguinte e ao seu elevado potencial em termos de erosividade (Sala et al., 1994; Andreu et al., 2001).

De facto, as relações entre o fogo e a resposta hidrogeomorfológica são mediadas pela vegetação, pelas propriedades do solo e pelas condições climático-meteorológicas de uma determinada área. A passagem do fogo destrói a cobertura vegetal e afeta as propriedades do solo; essas mudanças alteram o regime hidrológico do solo assim como o movimento de sedimentos ao longo das vertentes.

Embora os processo hidrogeomorfológicos ao nível do solo possam atingir o seu pico durante o primeiro ano após um incêndio, dependendo de múltiplos fatores, como por exemplo as características meteorológicas, o declive, o tipo de solos, a capacidade de regeneração das espécies vegetais presentes, a severidade do incêndio, entre outras, a “janela de perturbação” pode perdurar, muito para além do fenómeno em si e, em termos hidrogeomorfológicos, desencadear fenómenos com consequências catastróficas, de natureza irreversível, muito para além da área afetada pelo próprio incêndio (Lourenço, 1998; Lourenço e Fialho, 2007).

De acordo vários autores (Cannon 2005, Lourenço, 1998; Lourenço e Fialho, 2007), inundações e processos erosivos intensos, provocados por chuvas intensas e concentradas, estão entre as consequências mais danosas produzidas nas vertentes afetadas pelos incêndios. Desencadeiam, de igual modo, alguns dos mais significativos impactes para além da área percorrida pelas chamas, causando sérios danos nas infraestruturas públicas e na propriedade privada, o que constitui um motivo de stresse para a população afetada e, em alguns ocasiões, pode levar à perda de vidas humanas.

Em múltiplas ocasiões o potencial hidrológico e erosivo está dependente do clima e a manifestação de impactes mais severos, como por exemplo cheias rápidas e inundações, perdas de solo em grandes quantidades ou até mesmo movimentos em massa, que normalmente dependem da ocorrência de elevados quantitativos de precipitação durante esta “janela perturbação”, a qual se manifesta, em regra no ano subsequente, mas que pode ir até quatro, cinco ou mais anos, após o incêndio.

Na região mediterrânea, com um padrão de precipitação marcado por significativas variações, quer no tempo e no espaço, quer na quantidade e na duração, a ocorrência de elevados quantitativos de precipitação, em geral localizados, pode agravar substancialmente o risco de erosão pós-incêndio e estar na génese de outros fenómenos, mais extremos, como cheias e inundações ou fluxos de detritos.

Com o presente trabalho pretende-se analisar alguns desses eventos intensos, ocorridos na sequência de incêndios, cujas implicações, tanto ao nível da resposta hidrológica como erosiva, não se limitaram à área percorrida pelas chamas, mas afetaram áreas muito para além do perímetro do incêndio. Assim, procura-se, inferir, através de vários estudos de caso, a importância que a destruição do coberto vegetal, por ação do fogo, conjugada com chuvas intensas, pode ter no desencadear ou na intensificação de processos hidrogeomorfológicos violentos, com particular ênfase nas cheias e inundação, assim como no transporte de grandes quantidades de cinzas e


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outros detritos, vegetais e minerais, imediatamente após o incêndio ou mesmo passados um ou dois anos. 1. Enquadramento geral dos estudos de caso e metodologia de análise

Ao longo dos últimos anos tivemos ensejo de acompanhar algumas situações, sobretudo no Norte e Centro do país e de realizar vários estudos de caso (fig. 1), destacando-se, em termos cronológicos, os seguintes eventos:

I. A enxurrada de 31 de Agosto de 2010, na Ribeira de Valverde e no rio Alva, Seia; II. As cheias e inundações de 25 de Outubro de 2006, Pombal; III. As enxurradas de 16 de Junho e 14 de Julho de 2006 nas bacias hidrográficas das

ribeiras do Piódão e de Pomares, Arganil; IV. As enxurradas na serra da Senhora do Monte, no Outono de 2003, em Cortes,

Leiria; V. O fluxo de detritos ocorrido no dia 7 Dezembro de 2000 no Lugar de Frades,

freguesia de Portela, Arcos de Valdevez; VI. O fluxo de detritos de 16 de Outubro de 1993, ribeiro da Albagueira, Manteigas; VII. As enxurradas na ribeira do Souto, no Outono de 1991, nas imediações da Quinta

de Belide, Colmeal, Góis; VIII. A Enxurrada de 23 de Junho de 1988 na ribeira de Pomares, Arganil.

Atendendo, à sua localização, pode dizer-se que os estudos de caso aqui apresentados ocorreram em diferentes litologias, quer em rochas granitóides, quer no complexo xisto-grauváquico e, ainda, em rochas calcárias, bem como em regiões com quantitativos de precipitação muito díspares, a oscilarem entre 800/900 e 2500 mm anuais.

Figura 1. Localização dos estudos de caso resultantes da manifestação dos riscos

hidrogeomorfológicos severos após incêndios florestais.

Em termos metodológicos, para a caracterização de cada um dos eventos, recorreu-se a bibliografia previamente publicada, à recolha de informações em jornais e à consulta de outros


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documentos oficiais em suporte digital, como por exemplo atas camarárias. Os dados referentes aos incêndios foram recolhidos no portal do Instituto de Conservação da Natureza e Floresta (http://www.icnf.pt/portal) enquanto na caracterização do quadro pluviométrico antecedente foram utilizados os dados disponibilizados pelo Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos, do Instituto da Água (http://www.snirh.inag.pt/). 2. Incêndios florestais e subsequentes manifestações de riscos hidrogeomorfológicos

severos

2.1. A enxurrada de 31 de Agosto de 2010, na Ribeira de Valverde e no rio Alva, Seia

O ano de 2010 foi no município de Seia, particularmente, catastrófico do ponto de vista de área ardida, tendo sido percorridos pelas chamas mais de 9000 ha. Um dos mais violentos incêndios decorreu em meados do mês de Agosto e percorreu uma vasta área, superior a 5000ha, do Parque Natural da Serra da Estrela, afetando as encostas sobranceiras às freguesias de Seia, São Romão, Lapa dos Dinheiro e Valezim.

Figura 2. Precipitação diária registada no mês de Agosto de 2010 e distribuição horária no dia 31,

no posto udométrico de Oliveira do Hospital. Fonte: http://snirh.pt/

Fotografias 1 e 2. Fluxo de água e deposição de grandes quantidades de materiais na sequência

da chuvada que afetou as vertentes a montante de Seia e São Romão.

No último dia do mês de Agosto, na sequência de um intenso episódio pluvioso vários bairros da cidade de Seia e de São Romão foram afetadas por inundações. Com efeito, tendo por base os dados do posto udométrico de Oliveira do Hospital, registaram-se entre as 14:00 e as 17:00 h cerca de 42mm, no entanto entre as 15:00 e as 16:00h, concentraram-se 31,2 mm (fig. 2). A grande quantidade de chuva, num curto período de tempo, provavelmente intensificada pelo efeito orográfico do relevo, desencadeou um intenso escoamento superficial, que rapidamente


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engrossou o caudal e gerou um fluxo torrencial, naquela que os populares denominaram como “habitualmente inofensiva ribeira de Valverde”.

Com o caudal foram transportados inertes tanto minerais como vegetais, deixados pela passagem do fogo, (Fot.s 1 e 2), e, ainda, grandes quantidades de cinzas. Em Seia e São Romão, os prejuízos causados por esta enxurrada foram, principalmente, materiais, devido às inundações, com a água a atingir 80 cm de altura em alguns edifícios, e à lama, que invadiu várias habitações e algumas infraestruturas e equipamentos públicos.

No rio Alva, além do aumento instantâneo do caudal, as enormes quantidades de cinza e as partículas de pequena dimensão, visíveis pela tonalidade das águas, foram facilmente arrastadas pela força das águas que escorreram à superfície, obstruíram a grelha de retenção de materiais (fot. 3), contaminaram a captação de água feita na Senhora do Desterro, e colocaram em perigo as populações de vários concelhos (Seia, Gouveia e Oliveira do Hospital), cujo abastecimento é garantido a partir daquela captação.

Fotografia 3. Pormenor de uma grade de retenção de materiais da barragem da Senhora do

Desterro.

2.2.As cheias e inundações de 25 de Outubro de 2006, em Pombal

Por todo o município de Pombal, as cheias e inundações de 25 Outubro de 2006 (fig. 3) deixaram um rasto de destruição, causando a morte a uma idosa. O centro da cidade de Pombal ficou dois metros debaixo de água, 40 famílias foram retiradas para local seguro, o ‘shopping’ esteve em risco de ruir, as escolas e o centro de saúde fecharam e a ETAR do concelho deixou de funcionar. Dezenas de infraestruturas públicas ficaram danificadas devido às enxurradas (fot. 4). Os prejuízos foram avaliados em mais 6.700.000€, tendo sido acionado o Plano de Emergência Municipal (Ata da Reunião da Câmara, nº 0027/CMP/06, de 17-11-2006).

Com efeito, até ao dia 24 do mês de outubro de 2006 já se tinham registado quantitativos assinaláveis de precipitação, somando cerca de 230 mm, no posto udométrico de Pombal. Contudo, nas primeiras horas do dia 25 registaram-se 86,3 mm, concentrando-se entre a 1 e as 2h da manhã 53,9 mm, e na hora seguinte mais 20,7mm, o que perfez 74,6 mm em apenas 2 horas (fig. 3). Note-se que a precipitação média do mês de Outubro ronda 88 mm. A concentração de tão elevados quantitativos de precipitação parecem, assim, por si só justificar a ocorrência destas cheias e inundações, todavia outros fatores se conjugaram na intensificação da descarga fluvial e no agravamento das consequências daí decorrentes.

Desde logo, o elevado coeficiente de torrencialidade apresentado pelo rio Arunca, sobretudo no sector que antecede o início do perímetro urbano da cidade, e em alguns dos seus afluentes, com destaque para a ribeira do Vale, o que torna estas bacias altamente suscetíveis à ocorrência de cheias rápidas. Acresce, por outro lado, o facto da cidade de Pombal ser atravessada pelo Rio Arunca e, para ele confluírem, em plena área urbana três ribeiras, as quais se encontram canalizadas em túneis, insuficientes para escoarem o fluxo de água, então, gerado. Assim, a expansão urbana da cidade de Pombal para Noroeste, (sentido da serra de Sicó), e por conseguinte, o aumento da superfície impermeabilizada nas vertentes do maciço calcário, a ocupação e o desvio do leito original das linhas de água que convergem para a cidade, ou seja, para as vertentes adjacentes ao ribeiro do Vale e ribeira do Outeiro Galegas originou que o encanamento do escoamento superficial para um túnel, cuja secção tem somente capacidade para


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suportar 57% do caudal resultante de precipitações mais intensas ou concentradas (Ferreira, 2010).

Figura 3. Precipitação diária registada no mês de Outubro de 2006 e distribuição horária no dia

25, no posto udométrico de Pombal. Fonte: http://snirh.pt/

Fotografias 4. Conjunto de imagens da inundação e da acumulação de materiais, em Pombal.

Fonte: WWW.POMBAL.PT.TL

No entanto, outro dos fatores que terá potenciado as cheias e inundações neste município, assim como o transporte de grandes quantidades de materiais, relaciona-se com a destruição do coberto vegetal devido à ocorrências de incêndios florestais, sobretudo no ano anterior, alguns deles de grande dimensão, que afetaram as áreas de cabeceira do rio Arunca e as vertentes da ribeira do Vale. De facto, o ano de 2005 foi especialmente calamitoso em termos de incêndios florestais, tendo sido percorridos pelas chamas mais de 10000 ha, só no município de Pombal. De referir, ainda, as vastas áreas percorridas pelo fogo em anos anteriores, que correspondem a mais de 4000 ha na Serra de Sicó e no Alto Arunca.

Como refere Cunha (2003), a magreza e descontinuidade espacial dos solos e a generalizada falta de água à superfície condicionam o coberto vegetal que apenas assume feição florestal em pequenos retalhos e quase sempre em consequência da existência, sobre os calcários, de coberturas gresosas. Quer isto dizer que o processo de recuperação do coberto vegetal nas áreas percorridas pelo fogo será mais lento, dando “azo a que água da chuva caísse diretamente no solo arrastando tudo o que encontrava pela frente até às ribeiras que não tiveram


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capacidade suficiente para receber tantos detritos” (Ata da Reunião da Câmara, nº 0025/CMP/06, de 27-10-2006). Por outro lado, a orientação do escoamento superficial devido à exposição das vertentes teve a propriedade de “canalizar” esse fluxo no sentido do perímetro urbano da cidade de Pombal (Ferreira, 2010). 2.3.As enxurradas de 16 de Junho e 14 de Julho de 2006 nas bacias do Piódão e Pomares,

Arganil

Nos dias 16 de Junho e 14 de Julho de 2006 ocorreram, nas bacias hidrográficas das ribeiras de Pomares e do Piódão, dois episódios pluviométricos que originaram severos prejuízos materiais, financeiros e humanos, quer nas cabeceiras de algumas linhas de água, quer nos vales localizados a jusante, em consequência das cheias e inundações, mas também por causa da grande quantidade de materiais carreados. Com efeito, aproximadamente um ano antes, entre os dias 19 e 24 de Julho de 2005, um grande incêndio florestal, que devastou uma área de 15 837 hectares, afetou severamente grande parte das bacias das ribeiras de Pomares e Piódão.

O pluviómetro instalado na bacia de Piódão mostra a precipitação registada durante o mês de Junho, tendo sido totalizados 58 mm, distribuídos por 5 dias (fig. 4). Todavia, cerca de 50% da precipitação total concentrou-se no dia 16 de Junho, sendo que 22 mm ocorreram entre as 17:00-18:00 h. A forte concentração espacial e temporal da precipitação originou uma ponta de cheia que, por sua vez, provocou inundações e desencadeou uma série de efeitos erosivos com consequências bem nefastas (Lourenço e Fialho, 2007).

Figura 4. Precipitação diária registada no mês de Junho de 2006 e distribuição horária no dia 16,

no Piódão.

Figura 5. Precipitação diária registada no mês de Julho de 2006 e distribuição horária no dia 14,

no Piódão.

Com efeito, ao longo da ribeira de Pomares e do Piódão os vestígios da ponta de cheia e das inundações, assim como o volume e o tamanho dos materiais transportados, tanto minerais como inertes vegetais, eram esclarecedores da violência deste evento (fig. 6). Por exemplo, na praia fluvial de Pomares as águas galgaram os 2,50 m de altura do dique lateral, mesmo com as


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comportas abertas (fot. 5), inundando até à altura de um metro, o passeio ribeirinho a montante. Sob o vão da ponte de pedra existente poucos metros a montante do dique, foi-se acumulando uma enorme quantidade de detritos florestais oriundos dos vários afluentes.

Figura 6. Localização das áreas mais afetadas no evento de 16 de Junho de 2006.

Fotografia 5. Aspeto da ponta de cheia no dique de suporte das comportas da praia fluvial de

Pomares, as quais são visíveis sobre ele.

Mais a montante, na piscina de Sobral Magro, as consequências foram praticamente idênticas, a respetiva estrutura, com cerca de 2,50 metros de altura, ficou completamente obstruída, com toneladas de inertes minerais e vegetais trazidos pela corrente. A piscina fluvial de Soito da Ruiva ficou, igualmente, entulhada de sedimentos pequenos, médios e muitos de grandes dimensões, reduzindo substancialmente a sua profundidade. Na bacia do Piódão os efeitos hidrológicos erosivos foram também severos, com várias áreas a serem inundadas e a acumulação de quantidades enormes de sedimentos no leito da ribeira e inertes florestais nas


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pontes e outras estruturas devido à "lavagem" das áreas ardidas. As piscinas fluviais do Piodão (fot. 6), Foz da Égua e Vide (fot. 7) foram as mais afetadas.

Fotografia 6. Altura máxima do fluxo de água atingido na piscina fluvial do Piódão, nos dias 16 de

Junho e 14 de Julho de 2006.

Fotografia 7. Acumulação de materiais, na ponte da Vide.

O episódio pluvioso do dia 14 de Julho ocorreu quase um mês depois e foi mais

concentrado e intenso do que o evento anterior, afetando principalmente as cabeceiras da ribeira do Piódão (Pereira & Lourenço, 2007). A precipitação ocorrida no mês de Julho foi superior à de Julho, registando um total de 95 mm (fig. 5). Cerca de 70 mm caíram em apenas dois dias, 13 e 14 de julho, registando 30 milímetros e 39 milímetros, respetivamente. A chuva do dia 14 de Julho foi concentrada num único evento, que ocorreu entre as 16.00h e as 17:00h. A precipitação total na primeira meia hora foi de 14 mm, seguida por mais 24 mm, nos 30 minutos seguintes. O elevado valor horário de precipitação resultou numa rápida resposta da ribeira do Piódão e na ocorrência de um pico de cheia, com consequências bastante graves, não só devido às inundações que provocou mas também devido à capacidade e competência desta linha no transporte de sedimentos. A foto 4 mostra o volume de água acumulado na piscina fluvial do Piódão, no dia 14, inundou cerca de 1 metro acima do nível assinalado no dia 16 de junho, de acordo com as marcas


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deixadas no edifício lateral, o balneário (fot. 6). O transporte de sedimentos foi de tal ordem que deixou a piscina completamente soterrada.

Além dos elevados danos provocados nas infraestruturas humanas, foi registada a perda de uma vida humana. Tratava-se de um turista, que foi apanhado desprevenido pela tempestade e pela torrente que se gerou na ribeira, tendo-se abrigado no exterior do balneário, acabando por ser arrastado pela cheia. 2.4.As enxurradas no Outono de 2003, serra da Senhora do Monte, na Cascalheira e em Vale

Fernando, Cortes, Leiria.

Em 2 de Agosto de 2003, o denominado incêndio do Reguengo do Fetal, no Maciço Calcário Estremenho, devastou uma área de 2730 ha. No Outono seguinte, os efeitos erosivos mais evidentes aconteceram na serra da Senhora do Monte, mais precisamente da Cascalheira até ao Vale das Fontes (a Sul) e do Vale Fernando ao Vale da Abadia (a Nascente) tendo sido profusamente relatados pelo mensário regional, Jornal das Cortes. As frases, no referido jornal, eram esclarecedoras da ação erosiva das águas da chuva nos solos percorridos pelas chamas: “primeiro foi o fogo e as cinzas; após o fogo, aconteceu a enxurrada; o monte foi fustigado pela fúria das chamas; agora, são as águas indomáveis”.

Figura 7. Precipitação diária registada, no posto udométrico de Caranguejeira, nos meses de

Outubro e Novembro de 2003. Fonte: http://snirh.pt/

Fotografias 8. “Enxurrada de carvão” após as primeiras chuvadas e intensa erosão do caminho da Cascalheira


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Com efeito, as primeiras chuvas de Outono tiveram como consequências mais visíveis a

“enxurrada de carvão”, que afetou sobretudo o lugar de Fontes (Foto 8, esquerda). Com as chuvas subsequentes, a registar quantitativos diários bastante elevados (fig. 7), como são disso exemplo os dias 11, 25 e, em particular, o dia 31 de Outubro em que se assinalaram cerca de 60mm, intensificaram os processos hidrogeomorfológicos, engrossando as correntes e escavando “vales e crateras e destruindo socalcos” (foto 8, direita). 2.5.O fluxo de detritos de 7 Dezembro de 2000, no lugar de Frades, Portela, Arcos de

Valdevez

O fluxo de detritos ocorrido no lugar de Frades, no dia 7 de Dezembro de 2000, provocou 4 mortos, a destruição de 4 casas e uma dezena de famílias desalojadas (fot.s 9). Este fluxo desencadeou-se na sequência de um longo período de chuvas, tendo-se registado nos 10 dias antecedentes cerca de 500mm. No dia 7 de Dezembro, dia em que ocorreu a tragédia, ocorreram cerca de 170mm, segundo os registos efetuados no posto udométrico de Extremo, um dos mais próximos do local (fig. 8).

Se as condições hidrometeorológicas se revelaram determinantes no desencadear deste movimento em massa, da análise efetuada por Pedrosa et al. (2001), outros fatores e caraterísticas físicas sobressaem naquele local, os quais ajudam a explicar a sua génese e gravidade: o forte declive da vertente (30 a 35º); o contato entre 2 tipos de granitos, um de grão grosseiro, profundamente meteorizado, e um de grão fino, pouco alterado; o respetivo contato, que parece tratar-se de uma fratura a qual facilitou a infiltração da água e, ainda, a existência de um depósito quaternário, resultante da forte meteorização dos granitos, com 1 a 1,5 m de profundidade, que contribuiu para avolumar o fluxo de detritos, no decurso do seu movimento ao longo da vertente. Acresce, por outro lado, o facto da aldeia de Frades se encontrar no leito da torrente, portanto em pleno cone de dejeção dos materiais.

Fotografias 9. Capa do jornal “Notícias de Arcos” e foto do fluxo de detritos que afetou o lugar de

Frades Fonte: Jornal “Notícias de Arcos”

Contudo, os mesmos autores quiseram também salientar que naquela bacia de receção

ocorreram vários incêndios nas duas décadas anteriores, os quais destruíram por completo a vegetação arbórea, deveras importante na estabilização destas vertentes. No último verão, portanto ainda em 2000, um incêndio consumiu o parco coberto vegetal, à base de comunidades herbáceas e arbustivas, que entretanto se tinha desenvolvido. Nestas circunstâncias, a ausência de árvores e de outra vegetação de porte inferior terá dificultado a fixação do solo e facilitado o deslizamento de terras.


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Figura 8. Precipitação diária registada, no posto udométrico de Extremo, entre 1 de Novembro e

15 de Dezembro de 2000. Fonte: http://snirh.pt/

2.6.O fluxo de detritos de 16 de Outubro de 1993, na bacia do ribeiro da Albagueira,

Manteigas

No dia 16 de Outubro de 1993, o Hotel das Termas (INATEL), situado na confluência do ribeiro de Albagueira com o rio Zêzere, em Manteigas foi, no seu piso térreo, invadido pelas águas e ocupado por uma enorme carga sólida, cuja espessura atingia cerca de um metro em alguns locais. Com efeito, o aumento da carga sólida da corrente devido ao “desprendimento de terras” incrementou o seu poder de erosivo, deixando um rasto de destruição, em praticamente todo o leito do ribeiro, com especial destaque para os locais onde o Homem havia construído estadas ou outras infraestruturas. Os troncos queimados das árvores que ficaram abandonados pela corrente ajudaram a obstruir os aquedutos, facilitando a destruição das estradas (Lourenço, 1994).

O acentuado declive do perfil longitudinal do ribeiro de Albagueira (declive médio = 47,5%) associado às elevadas precipitações registadas na primeira quinzena de Outubro, a aproximarem-se de 400 mm, e à forte concentração de chuva, entre as 9 horas do dia 15 e as 9 horas do dia 16, período em que se assinalaram 152 mm, na estação meteorológica de Manteigas, terão sido fatores determinantes na génese da violenta corrente de águas sujas. Todavia, Lourenço (1994) salienta que a enxurrada não se pode atribuir apenas às elevadas precipitações, acrescentando que nem sempre que ocorrem valores elevados de precipitações se registam enxurradas.

De facto, dois anos antes, em Agosto de 1991, um incêndio florestal incinerou as áreas de cabeceira do ribeiro. Nestas circunstâncias, a ausência de árvores e de outros arbustos de grande porte, destruídos pelo fogo, dificultam a fixação do solo e facilitaram o deslizamento que ocorreu nas cabeceiras e que alimentou o transporte de grandes quantidades de materiais, aumentando substancialmente a carga da corrente e incrementando a sua capacidade de destruição (fot. 10).


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Fotografia 10. Vista geral do ribeiro da Albagueira, em 1993, após o fluxo, sendo visível a bacia

de recepção desnudada, o canal de escoamento “polido” pelo transporte de materiais e o cone de dejeção na base, com a estrada florestal cortada e o Hotel afetado.

2.7.As enxurradas no Outono de 1991, nas imediações da Quinta de Belide, Colmeal, Góis

Ainda que só muitos dias depois da sua ocorrência nos tivéssemos deslocado ao local, por

a única estrada de acesso ter ficado intransitável, a situação foi semelhante a algumas das descritas anteriormente, com um incêndio florestal a destruir a vegetação da serra das Caveiras e, depois, precipitações intensas (> 30mm diários), particularmente nos dias 15 e 26 de Novembro e 1 de Dezembro (fig. 9), deram azo a fluxos de detritos que obstruíram não só aquedutos, tendo provocado o corte da estrada (fot. 11), mas também linhas de água, tendo levado ao rebentamento dos diques laterais e consequente destruição dos campos agrícolas marginais, construídos na antiga linha de água. Na foto 12 pode observar-se a deposição de parte da carga sólida transportada e a cor acinzentada não deixa dúvidas quanto à presença de muita cinza.

Figura 9. Precipitação diária registada, no posto udométrico do Cadafaz, entre 1 de Novembro e

15 de Dezembro de 1991. Fonte: http://snirh.pt/


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Fotografia 11. Pormenor da estrada que, por obstrução do aqueduto a montante, se transformou

em linha de água.

Fotografia 12. Vista parcial de antigos campos agrícolas construídos na antiga linha de água que,

por rebentamento do dique lateral, a montante, voltaram a ser invadidos pelas águas correntes.

2.8. A enxurrada de 23 de Junho de 1988 na ribeira de Pomares, Arganil

Um incêndio florestal de grandes proporções afetou, de 13 a 20 de Setembro de 1987, uma parte substancial da serra do Açor, nos concelhos de Arganil, Pampilhosa da Serra e Oliveira do Hospital, tendo percorrido, durante 7 dias consecutivos, cerca de 10 900 ha (Lourenço, 2004). Este foi o primeiro dos estudos que realizámos sobre erosão após incêndios florestais (Lourenço, 1988), alertando-nos para a importância deste fenómeno, pois, até então, era um assunto não investigado e, por conseguinte, quase desconhecido. De facto, os processos erosivos desencadeados na sequência de precipitações registadas em condições meteorológicas consideradas normais, durante o Outono e o Inverno imediatos ao incêndio (Lourenço, 1988) e, sobretudo no Verão seguinte, associadas ao temporal que, em 23 de Junho de 1988, se abateu sobre uma parte considerável da área afetada pelo incêndio, em particular na bacia hidrográfica da ribeira de Pomares, esteve na origem de processos hidrogeomorfológicos verdadeiramente violentos.

A incidência de que se revestiu na bacia hidrográfica da ribeira de Pomares, já supramencionada, e em particular, na área de confluência com o rio Alva, correspondente à praia fluvial de Avô (fot. 13), parece ter sido o prelúdio de uma situação que passou a repetir-se com demasiada frequência, quer nessa praia quer noutras do rio Alva, bem como noutras praias e piscinas fluviais dos seus afluentes.


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Fotografia 13. Vista geral, em primeiro plano, do que restou da praia fluvial de Avô, após a

enxurrada, uns dias depois do acontecimento. À direita, o inofensivo caudal da ribeira de Pomares, mas que dias antes foi responsável pelo sucedido.

Com efeito, a abundante precipitação que se registou na estação de Arganil mostra uma

concentração anormal nos dias 21 e 23 de Junho, respetivamente 71 e 74 mm (fig. 10), possivelmente este último evento pluviométrico com maior incidência nas cabeceiras das ribeiras do Espinho e da Sorgaçosa, razão pela qual os acontecimentos assumiram particular significado na pequena aldeia da Sorgaçosa, onde a rotura de diques, a montante, conduziu as águas correntes para as antigas linhas de água, tendo destruído campos de cultura, danificado uma casa e deixando intransitável o largo da aldeia (fot. 14).

Figura 10. Precipitação diária registada, no posto udométrico do Arganil, no mês de Junho de

1988. Fonte: http://snirh.pt/


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Fotografia 14. Vista geral do largo da Sorgaçosa, após a enxurrada. A camioneta permite estimar

a altura dos materiais abandonados sobre o asfalto.

DISCUSSÃO E CONCLUSÕES

A combustão do coberto vegetal devido à passagem de um fogo produz alterações muito significativas na camada edáfica superficial, no ciclo hidrológico e nos processos erosivos que atuam ao nível da vertente. A destruição do coberto vegetal deixa o solo exposto ao impacto direto das gotas de chuva, reduz a sua capacidade de retenção e armazenamento de água em consequência da perda de matéria orgânica do solo, diminuição da porosidade e aumento de substâncias hidrofóbicas, gerando quantidades de escorrência muito maiores (Lourenço, 1988, Moody & Martin, 2001; Ferreira et al., 2010).

Os incêndios florestais provocam, também, alterações significativas em várias componentes do ciclo hidrológico, nomeadamente ao nível da interceção pela copa das árvores, na evapotranspiração para a atmosfera, na capacidade de infiltração dos solos, e nos processos pelos quais a água chega aos cursos de água e aos aquíferos, influenciando assim o caudal de base e os picos de cheia ao nível das bacias hidrográficas (Ferreira et al., 2010).

Vários autores (Cerdà 1998; Moody & Martin, 2001) consideram que a diminuição da taxa de infiltração pode ocorrer por um período de 2 a 7 anos após a passagem das chamas, o que significa que se a intensidade da precipitação pós-incêndio for superior à respetiva capacidade de infiltração dos solos, gera-se escoamento superficial que pode aumentar substancialmente o caudal dos cursos de água e, por conseguinte, estar na génese de cheias e inundações.

Assim sendo, as bacias hidrográficas percorridas pelo fogo apresentam um risco hidrológico acrescido perante a ocorrência de chuvas intensas comparativamente às bacias não incineradas (Meyer et al, 1995; Cannon et al., 1998; Ferreira et al 2008; Stoof, 2012). Na bacia hidrográfica percorrida pelas chamas, a quantidade de água que se infiltra no solo é reduzida, pelo que há uma parte importante da precipitação que se escoa sob a forma de escorrência assim que a camada de cinzas hidrofílicas se satura, sendo depois mobilizadas por esse processo. Os picos de cheia, alimentados pela escorrência de água que não se infiltra sequer no solo, são muito rápidos em resposta à queda de precipitação, regra geral de grande intensidade e concentrada num período de tempo relativamente curto.

A análise da relação entre a precipitação-escoamento sugere que no caso de bacias afetadas pelo fogo existe um limiar de intensidade para a precipitação, que se traduz numa mudança fundamental em termos de resposta hidrológica. Este limiar foi estimado por vários autores (Krammes & Rice, 1963; Doehring, 1968; Mackay & Cornish, 1982; Moody & Martin, 2001), em cerca de 10 mm h-1. Assim, quando a intensidade da chuva se situa abaixo dos 10 mm h_1 a maior parte infiltra-se, podendo ocorrer alguns escoamento à superfície (Ronan, 1986), desencadear-se fluxos subsuperficiais que podem engrossar o caudal fluvial (Hewlett e Hibbert, 1967), e gerar um acréscimo nas descargas fluviais.

Acima de 10 mm h-1, a intensidade da chuva parece exceder a taxa média de infiltração dos solos percorridos pelas chamas, gerando um escoamento superficial que é suscetível de produzir


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cheias e inundações. Ainda a este propósito, Moody & Martin (2001) acrescentam que se a intensidade da chuva atingir os 20 mm h-1, a resposta hidrológica poderá ser 27 vezes superior comparativamente a uma intensidade de 10 mm h-1. E se a intensidade da chuva for de 55 mm h-1, os mesmos autores estimaram que a resposta possa ser superior em cerca de 700 vezes.

Nos estudos de caso em que foi possível obter informação meteorológica horária, a concentração variou entre os 22mm h-1, no dia 16 de junho de 2006, nas bacias do Piódão e Pomares e os 54 mm h-1, em Pombal, na bacia do Arunca. Deste modo, não restam dúvidas que os mais importantes fatores a desencadear e a originar picos de cheia e inundações, de dimensões muito superiores ao que seria de esperar, nas várias bacias analisadas, foram a forte intensidade da precipitação horária, associada a solo recentemente percorridos pelas chamas ou cujo coberto vegetal seria muito incipiente, uma vez que os efeitos da passagem do fogo ainda seriam muito intensos. De salientar que a ausência de árvores ou de arbustos de grande porte, cujas raízes desempenham um efeito âncora que promove a estabilidade do solo, em todos os exemplos estudados, devido à passagem do fogo, por vezes mais do que uma vez num passado recente, foi um fator determinante na intensificação dos processos hidrogeomorfológicos, então, registados.

Contudo, há a salientar outros fatores potenciadores das cheias e inundações, destacando-se naturalmente o fator declive, que favorece os processos de escoamento à superfície e a respetiva velocidade progressão das águas. Assim, em áreas de acentuado declive, esta água que se encontra disponível à superfície desloca-se para jusante e, por força do volume crescente do escoamento e da influência do declive, acaba por incorporar materiais minerais e matéria orgânica vegetal, na sua maior parte composta por cinzas, troncos, ramos e raízes que as chamas não consumiram na totalidade. Com a movimentação dos materiais ao longo das vertentes, em direção às linhas de água, aumenta exponencialmente, tanto em volume, como em velocidade, o que acaba por contribuir para uma intensificação do fenómeno de destacamento e arraste, à medida que a massa de água e detritos se concentram ao longo das vertentes, canalizando-os para os vales situados na base das mesmas, podendo, depois, transportá-los muito para jusante, mesmo para áreas que não foram afetadas por incêndios (Pereira & Lourenço, 2007). Segundo Shakesby (2011) um evento pluviométrico intenso pode gerar 75% dos sedimentos erodidos durante um período longo de estudo, de 7 anos.

Assim, nos que se refere aos processos erosivos que se desencadeiam após o incêndio são geralmente provocados por um de dois processos: erosão superficial causada pelo impacto das gotas de chuva e pela concentração do escoamento superficial gerado, ou então deslizamentos de terras, em particular fluxos de detritos, resultantes da infiltração da precipitação. Estes últimos ocorrem sempre na sequência de chuvas prolongadas, ou na sequência de precipitações diárias antecedentes muito elevadas. De acordo com Johnson (2005) estes fluxos de detritos são, mais frequentemente, produzidos em vertentes íngremes (> 20°), em bacias de drenagem fortemente confinadas, com cerca de 65 % da área moderada ou severamente ardida, e com uma grande quantidade de material acumulado, suscetível de ser arrastado vertente abaixo. Por regra, não se estendem para além da parte vestibular das linhas de água, em bacias de pequena dimensão (Johnson, 2005).

Por último, merece ainda reflexão um outro aspeto fundamental que influencia a taxa de escoamento superficial e a eficácia no transporte de materiais ao longo da vertente, o qual se prende com a existência de obstáculos ao longo da encosta. Assim, além das descontinuidades geomorfológicas e de outras barreiras introduzidas pelo homem (estradas, terraços), é sabido que em Portugal, e nestas áreas em particular, não foram adotadas quaisquer medidas de mitigação pós incêndio, no sentido de criar obstáculos ao transporte de água e de materiais, entre as vertentes e os cursos de água. Daí que a resposta hidrogeomorfológica se manifestasse intensa tanta nas áreas afetadas pelo fogo como a jusante das áreas ardidas.

Nos estudos de casos aqui analisados registaram-se mortes de pessoas e importantes perdas de bens e infraestruturas privadas e públicas, sendo certo que os incêndios florestais, em Portugal, provocam incalculáveis prejuízos, ambientais, sociais e económicos. Há, portanto, necessidade, não só de implementar medidas que visem a redução das áreas ardidas, mas também de desenvolver métodos e ferramentas para identificar e quantificar os riscos potenciais colocados pelas inundações e transporte de detritos, gerados na sequência dos incêndios, ao nível da bacia. De facto, torna-se necessário melhorar as previsões da magnitude e recorrência destes fenómenos, após os incêndios, uma vez que se tem assistido ao incremento da população nas interfaces urbano-florestais, portanto mais suscetível a sofrer avultados danos.


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ACTIVIDADES DE EMERGENCIA PARA EL CONTROL DE LA EROSIÓN POST-INCENDIO EN GALICIA (NO PENÍNSULA IBÉRICA)

J.A. Vega Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Apdo 127, 3680

Pontevedra, España [email protected]

T. Fontúrbel

Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Apdo 127, 3680 Pontevedra, España

C. Fernández


A. Arellano


M. Díaz-Raviña

Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Apartado 122, Avda. de Vigo s/n, 15780 Santiago de Compostela, España

[email protected]

T. Carballas Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Apartado 122, Avda.

de Vigo s/n, 15780 Santiago de Compostela, España

A. Martín Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Apartado 122, Avda.


S. González-Prieto Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Apartado 122, Avda.


A. Merino Escuela Politécnica Superior. Universidad de Santiago de Compostela, Lugo, España

E. Benito

Departamento de Biología Vegetal y Ciencias del Suelo, Universidad de Vigo, Lagoas-Marcosende, 36310 Vigo, España


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RESUMEN Los incendios forestales eliminan la cubierta vegetal y alteran propiedades del suelo, contribuyendo a la degradación de este recurso clave para el mantenimiento de la calidad y productividad del ecosistema afectado. Bajo ciertas circunstancias, estos cambios pueden dar lugar a aumentos de escorrentía, erosión y sedimentación. Cuando estos efectos se combinan con grandes eventos de precipitación y en terrenos de pendiente pronunciada, pueden ocasionar dramáticos cambios en la respuesta hidrológica de las cuencas, originando riadas y avalanchas y amenazando seriamente vidas humanas y los recursos e infraestructuras fuera del área afectada por el incendio. Para limitar esos riesgos se requiere tomar un conjunto de decisiones y realizar una serie de actuaciones en el menor tiempo posible antes de que las primeras lluvias de otoño desencadenen los peores efectos. Una vez que el incendio ha sido extinguido, los gestores del territorio tienen que hacer frente a: i) una evaluación preliminar del impacto causado por el fuego en las cuencas afectadas ii) una estimación de los efectos potenciales fuera del área quemada y iii) decidir qué actividades post-incendio van a ser implementadas, cuándo, dónde y cómo. Desde ese momento una tarea compleja tiene que ser llevada a cabo, fuertemente condicionada por un conjunto de factores: características de los ecosistemas afectados (principalmente tipo de sustrato, suelos, vegetación e hidrología de la cuenca), variabilidad climática, severidad del fuego, valores en riesgo y aspectos técnicos, además de socioeconómicos y logísticos. De hecho, los dos últimos, generalmente determinan las posibilidades reales de aplicación de tratamientos post-incendio. Esta compleja labor requiere una planificación que establezca con claridad los puntos esenciales a considerar en el problema, las acciones a acometer y su secuencia de ejecución. En ese contexto, las guías o protocolos son instrumentos útiles que ayudan a organizar las actuaciones. En esta presentación se describe brevemente cómo se lleva a cabo actualmente esa planificación de actividades de estabilización de emergencia y de rehabilitación de zonas quemadas en Galicia, comentándose algunos ejemplos de aplicación a casos concretos.

Palabras clave: Incendio forestal, zona templado-húmeda, tratamientos de estabilización, protocolo de actuación post-incendio.

ABSTRACT Forest fires remove the plant cover and modify soil properties, thus contributing to the degradation of a key resource to keep both quality and productivity in the affected ecosystem. Under certain circumstances, these changes may lead to increases in runoff, erosion and sedimentation. When these effects are combined with great rainfall events over steep slopes, they can seriously alter hydrologic basin responses, giving rise to floods and threatening human lives and resources and facilities out of the burned area. To take such risk under control, several decisions and tasks should be taken as soon as possible, before the first autumn rain events unleash the worst consequences. Once the wildfire has been suppressed, land managers must face: (i) a preliminary evaluation of fire impacts in the affected basins; (ii) estimate the potential effects out of the burned area and (iii) to decide which post-fire activities are going to be undertaken, when, where and how. From this moment on, a very complex task must be carried out, strongly determined by several factors: characteristics of the affected ecosystems (basically substratum type, soils, vegetation and hydrology), climatic variability, fire severity, values at risk and technical, socio-economical and logistic aspects. As a matter of fact, the two latter factors determine the actual possibilities to apply post-fire treatments. Such a complex task requires a previous planning capable to establish the essential marks to consider clearly, the actions to undertake and their execution sequence. In this context, guides or protocols are useful tools that help to organize these actions. In this presentation, we briefly describe how this planning to stabilize and restore burned areas is currently carried out at Galicia, commenting some examples of application.

Key words: Forest fire, temperate humid zone, emergency stabilization treatments, protocol


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Los incendios forestales constituyen una de las perturbaciones más frecuentes e importantes que sufren los ecosistemas forestales de Galicia. Cuando tras el fuego, confluyen en un área quemada de relieve pronunciado, altos niveles de perturbación en el suelo y la vegetación, y elevadas precipitaciones, existe un riesgo potencial de fuertes alteraciones en la respuesta hidrológica de las cuencas afectadas, con grandes aumentos en la escorrentía superficial y episodios erosivos intensos. Estos fenómenos favorecen la degradación del suelo, un recurso clave para el mantenimiento de la calidad y productividad del ecosistema afectado, pudiéndose además originar riadas e inundaciones, con amenaza para vidas humanas, infraestructuras y diversos recursos valiosos dentro y fuera del área quemada. Lo sucedido en Galicia poco después de los grandes incendios de 2006, con pérdidas económicas semejantes a las de la catástrofe del “Prestige”, ilustra bien esa situación. Para limitar esos riesgos se requiere tomar un conjunto de decisiones y efectuar, en primer lugar, una serie de actuaciones urgentes después del incendio que conllevan la implementación de actividades de estabilización de emergencia de zonas quemadas dirigidas a proteger el suelo y atenuar la erosión post-incendio y, en segundo lugar, medidas de actuación a medio y largo plazo centradas en la restauración del ecosistema forestal, es decir, del sistema suelo-planta. Para ello es imprescindible contar con una planificación que establezca las acciones a acometer y su secuencia de ejecución, es decir, disponer de protocolos de actuación específicos para cada zona bioclimática que sinteticen la información mínima necesaria para servir de guía a los técnicos forestales que van a llevar a cabo esas actividades. Sin embargo, a pesar de su interés, en la Península Ibérica la mayoría de las labores post-incendio se han realizado a medio y largo plazo centrándose, sobre todo, en el ambiente mediterráneo y en la restauración de la vegetación; en consecuencia, todavía no se ha desarrollado una metodología operativa de planificación de actividades de emergencia para las distintas zonas bioclimáticas de la Península Ibérica.

En Galicia, desde los catastróficos incendios de 2006 hasta la actualidad, la Administración forestal ha llevado a cabo un conjunto muy variado de acciones inmediatas dirigidas a la protección del suelo y mitigación de los daños causados por el fuego. La experiencia acumulada en estos últimos años y la fructífera conexión entre Administración, investigadores y gestores ha permitido elaborar una guía para planificar y ejecutar acciones de emergencia en áreas forestales quemadas específicas para la zona templado-húmeda. En esta presentación se describe brevemente cómo se lleva a cabo actualmente esa planificación de actividades de estabilización de emergencia y de rehabilitación de zonas quemadas en Galicia, comentándose algunos ejemplos de aplicación a casos concretos.

El trabajo se estructura en dos partes claramente diferenciadas. En la primera parte se presentan las características del riesgo erosivo-hidrológico post-incendio en Galicia que lo singularizan en relación al que existe en zonas españolas de características edáficas, de vegetación y climatológicas muy diferentes, y se muestra el contexto temporal en el que se inscriben las actividades de emergencia post-incendio, los condicionantes generales que afectan a su planificación y se señalan los puntos clave a tener en cuenta en estas tareas. En la segunda parte se desarrolla una guía para la planificación y ejecución de los tratamientos urgentes de limitación del riesgo hidrológico-erosivo en la que se ofrecen metodologías para evaluar los niveles de severidad del fuego en el suelo y vegetación y los criterios que deben utilizarse para tomar decisiones de urgencia destinadas a mitigar ese riesgo.

La secuencia de etapas en la planificación de actividades de estabilización de emergencia post-incendio que se utiliza en Galicia se muestra en la siguiente figura:


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En lugares como Galicia y el Norte de Portugal confluyen una serie de factores que hacen que después de los incendios forestales exista una alta probabilidad de que se produzcan incrementos sustanciales de escorrentía y erosión del suelo que amenazan gravemente una serie de bienes y recursos dentro y fuera del área incendiada. Los gestores forestales tienen que evaluar ese riesgo y asegurarse de efectuar tratamientos que ayuden a limitarlo. Desafortunadamente disponen de muy poco tiempo para ello antes de la llegada de las lluvias de otoño, generalmente muy abundantes en el noroeste de la Península Ibérica. Por otro lado, el período post-incendio durante el que se producen estos fenómenos es relativamente corto, a diferencia de lo que ocurre en el resto de la Península, mayoritariamente bajo clima seco, árido y semiárido, y en donde ese riesgo se extiende a un período de tiempo mayor. Así pues, en comparación con otras áreas de la Península Ibérica (clima seco, árido o semiárido) en esta zona húmeda (Galicia, Norte de Portugal) el suelo es el factor que adquiere mayor importancia en la recuperación del ecosistema forestal quemado dado que, por una parte, el papel de la vegetación en la reducción de la erosión post-incendio no es tan decisiva en la limitación de la escorrentía y la erosión y, por otra, la abundante precipitación hace que la recuperación de la vegetación no sea un factor crítico y que en ausencia del incendio la erosión tampoco sea un problema grave.

Las guías y recomendaciones como la que se presenta pueden ser de utilidad para los técnicos en las tareas urgentes de minimización del riesgo hidrológico-erosivo tras incendio y suponen un buen complemento a las tradicionales actuaciones hidrológico-forestales que se han venido efectuando tras los incendios y dirigidas más bien a la restauración a largo plazo de las cuencas afectadas. A diferencia de estas últimas, los tratamientos revisados exigen ser implementados en un tiempo muy breve después del incendio y van dirigidos primordialmente a la protección inmediata del suelo como origen de los sedimentos movilizados y, a la vez, regulador de la escorrentía. También tratan de limitar la degradación del propio suelo, un recurso esencial en la recuperación del ecosistema quemado.

En Galicia, donde predominan las masas forestales en terrenos de propiedad particular y que tienen como finalidad la producción de madera, el verdadero reto de las actuaciones post-incendio es conciliar el aprovechamiento de los recursos forestales con la sostenibilidad de la gestión practicada. Las tareas de emergencia post-incendio, como las consideradas en esta guía, juegan un importante papel para lograr esa compatibilización. En áreas donde la utilización del


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arbolado no es prioritaria, como los espacios naturales protegidos, también esas actividades resultan decisivas para mantener la calidad de esos ecosistemas y evitar su degradación. Es probable que estas actuaciones de emergencia de gestión de ecosistemas forestales quemados puedan ser extrapolables a otras áreas del Norte de Portugal y de España que pertenezcan a la misma zona bioclimática y tengan una ordenación del territorio y aprovechamiento forestal similar. AGRADECIMIENTOS

Esta guía, promovida en el marco de las Jornadas Internacionales FUEGORED 2010 “Investigación y gestión para la protección del suelo y restauración de los ecosistemas forestales afectados por incendios forestales” celebradas en Santiago de Compostela del 6-8 octubre de 2010, está fundamentada en los resultados de diversos proyectos de investigación sobre esta temática llevados a cabo en Galicia por un grupo de investigadores de diversas instituciones gallegas (Centro de Investigaciones Forestales de Lourizán, Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC, Universidad de Santiago de Compostela, Universidad de Vigo). REFERENCIAS DÍAZ-RAVIÑA, M., BENITO, E., CARBALLAS, T., FONTÚRBEL, M. T., VEGA, J. A. (eds.) (2010).

FUEGORED 2010. Jornadas Internaciones Investigación y gestión para la protección del suelo y restauración de los ecosistemas forestales afectados por incendios forestales. International Workshop Research and post-fire management: soil protection and rehabilitation techniques for burnt soil ecosystems. Andavira Editora, Santiago de Compostela. ISBN: 978-84-8408-583-6 (Incluye CD), 326 pp. (www.iiag.csic.es/fuegored/libro.pdf)

VEGA, J. A., FONTÚRBEL, M. T, FERNÁNDEZ, C., DÍAZ-RAVIÑA, M., CARBALLAS, T., MARTÍN, A., GONZÁLEZ-PRIETO, S. J., BENITO, E. (2012). Planning emergency activities to stabilize and restore burned forest areas at Galicia. En: Los incendios forestales: una aproximación multidisciplinar. Resúmenes de la IV Reunión Internacional de FuegoRED, J. Notario (ed.), pp 8-12. ISBN-10:84-616-0660-4. ISBN-13:948-84-616-0660-4.

VEGA, J. A., FONTÚRBEL, T., FERNÁNDEZ, C., ARELLANO, A. DÍAZ-RAVIÑA, M., CARBALLAS, T., MARTÍN, A., GONZÁLEZ-PRIETO, S., MERINO, A., BENITO, E. (eds.) (2013). Acciones urgentes contra la erosión en áreas forestales quemadas. Guía para su planificación en Galicia. ISBN: 978-84-8408-716-8, Tórculo Artes Gráficas, Santiago de Compostela, 139 pp.


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EROSÃO DOS SOLOS APÓS INCÊNDIOS FLORESTAIS: AVALIAÇÃO DE MEDIDAS DE MITIGAÇÃO APLICADAS EM VERTENTES E EM CANAIS, NO

NW DE PORTUGAL

António Bento-Gonçalves Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT), Departamento de

Geografia, Universidade do Minho [email protected]

António Vieira

Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT), Departamento de Geografia, Universidade do Minho

[email protected]

Flora Ferreira Leite Bolseira da FCT, Centro de Estudos em Geografia e Ordenamento do Território (CEGOT),

Departamento de Geografia, Universidade do Minho [email protected]

RESUMO Em Portugal deflagram anualmente milhares de incêndios nos seus espaços silvestres, observando-se uma tendência para o aumento anual dessas deflagrações e da respetiva área ardida, bem como para o aumento da recorrência. Este cenário complexo tem contribuído para o acréscimo do número e dimensão dos grandes incêndios (Ferreira-Leite, 2010; Ferreira-Leite et al., 2011 e 2013). O desenvolvimento e a implementação de medidas que promovam a redução dos impactes dos incêndios são, portanto, imperativos, e devem ser parte de qualquer estratégia para a defesa e recuperação da floresta e do solo, especialmente considerando o atual cenário de crescimento contínuo no número de incêndios e área ardida (Robichaud, 2009, 2010). Este trabalho pretende, deste modo, apresentar as medidas aplicadas na área de estudo no âmbito do projeto Soil Protec, relativas aos processos desencadeados em vertentes e em canais, bem como os resultados das observações preliminares relativas à avaliação da eficácia dessas medidas de mitigação da erosão implementadas e sua relação custo/benefício.

PALAVRAS-CHAVE: Incêndios florestais, erosão do solo, medidas de emergência, vertentes, canais.

SOIL EROSION AFTER FOREST FIRES: EVALUATION OF MITIGATION

MEASURES APPLIED TO SLOPES AND CHANELS, IN THE NW OF PORTUGAL

ABSTRACT Portugal is traversed each year by fires, showing a positive trend for an annual increase in their number and in the area scorched, as well as an increase in the recurrence of fires (Ferreira-Leite et al., 2011) and occurrence of large fires (Ferreira-Leite, 2010; Ferreira-Leite et al., 2011, 2013). The development and implementation of measures which promote the reduction of the impacts of forest fires is, therefore, imperative, and should be part of any strategy for forest and soil defense and recovery, especially considering the actual scenario of continuous growth in the number of fires and burnt area (Robichaud, 2009, 2010).


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This paper therefore seeks to present the measures applied in the study area within the project Soil Protec, relating to channels triggered processes, and the results of preliminary observations concerning the evaluation of the effectiveness of erosion mitigation measures implemented and their cost/benefit ratio.

KEY-WORDS: Forest fires, soil erosion, emergency measures, slopes, channels. INTRODUÇÃO

Portugal é anualmente percorrido por numerosos incêndios, existindo uma tendência

positiva para o aumento anual do seu número e da respetiva área ardida (Pereira et al., 2006; Lourenço et al., 2012), bem como um aumento da recorrência (Ferreira-Leite, F. et al., 2011) e do número e dimensão dos grandes incêndios (Ferreira-Leite, 2010; Ferreira-Leite et al., 2011, 2013), devido tanto à natureza da floresta portuguesa como à forma como ela é gerida e ordenada e mesmo, às eventuais alteração das condições meteorológicas, mais propícias a fogos (Bento-Gonçalves et al., 2011).

Como consequência, aumenta a erosão da camada superior dos solos, onde se localizam, na maioria dos solos portugueses, os únicos nutrientes existentes (Lourenço e Monteiro, 1989; Burch et al., 1989; Lourenço et al., 1990; Imeson et al., 1992; Shakesby, et al., 1993; Scott e Schulze, 1992; Scott, 1993; Lourenço, 1996; Inbar et al., 1998; Cerdà e Lasanta, 2005; Benavides-Solorio e MacDonald, 2005; Bento-Gonçalves et al., 2008).

Num clima de características mediterrâneas, a exportação dos sedimentos e dos nutrientes normalmente acontece nos primeiros 4/6 meses após os incêndios, pelo que é fundamental estudar e implementar um conjunto de soluções que reduzam essas perdas (Shakesby et al., 1993; Bento-Gonçalves e Coelho, 1995; Shakesby et al., 1996; Walsh, 1998; Bento-Gonçalves e Lourenço, L. 2010; Vega et al., 2010).

No entanto, este processo está intimamente dependente da recorrência dos incêndios, da sua intensidade, severidade, variabilidade espacial da hidrofobicidade do solo (Jungerius e DeJong 1989; Ritsema e Dekker 1994; Coelho et al. 2004; Bento-Gonçalves et al., 2012) e das características do local (altitude, declive, exposição, clima, geologia, …), como o demonstraram os trabalhos pioneiros realizados na serra da Lousã, situada na Região Centro, onde foram realizados os primeiros estudos em Portugal (Lourenço, 1989; Lourenço e Bento-Gonçalves, 1990; Lourenço, Bento-Gonçalves e Monteiro, 1991), pelo que se deverão adequar os diferentes tratamentos a cada realidade.

A intervenção na recuperação da floresta após incêndios florestais tem sido implementada há muito tempo, especialmente no “mundo mediterrâneo”, onde o fogo tem sido um fator natural e fundamental para a evolução da paisagem ao longo do tempo, mesmo antes da humanidade (Naveh, 1975; Pyne, 1982; Pausas et al., 2008;. Mataix-Solera e Cerdà, 2009; Pausas e Keeley, 2009; Shakesby, 2011).

Nos Estados Unidos da América atividades de intervenção pós-fogo têm sido implementadas há já algumas décadas (desde a década de 1930, de acordo com Robichaud et al., 2005), com equipas especializadas multidisciplinares que avaliam a necessidade e o tipo de medidas de tratamento para cada área queimada (Robichaud, 2009), aplicando programas específicos de avaliação para a intervenção em áreas de risco (BAER = Respostas de Emergência em Áreas Queimadas) (Napper, 2006). Também outros países afetados por incêndios florestais, tais como Austrália e Canadá, estão a promover amplas estratégias e planos de reabilitação pós-incêndios (Pike e Ussery, 2006; Robichaud, 2009).

Nos países europeus do Mediterrâneo os esforços das autoridades têm sido direcionados, principalmente, para as estratégias de restauração das áreas afetadas, e apenas nas últimas duas décadas os tratamentos de estabilização de emergência foram implementados, embora em menor escala. A importância deste problema nos países mediterrâneos da União Europeia alertou as autoridades para a necessidade de promoção do financiamento e desenvolvimento de projetos de investigação científica, como o EUFIRELAB, que teve como principal output um relatório sobre as ferramentas e metodologias adequadas para restaurar áreas queimadas (Vallejo, 2006). Concomitantemente, algumas iniciativas têm sido desenvolvidas, por exemplo, em Espanha


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(Bautista et al., 1996; Pinaya et al., 2000; Carballas et al., 2009; Vega, 2011) ou na Grécia (Raftovannis e Spanos, 2005).

As medidas de intervenção aplicadas após os incêndios são geralmente agrupados em três categorias (USA General Accounting Office, 2006; Robichaud, 2009), distintas entre si, tanto em termos de estratégias a implementar, como em termos de prazos para a sua implementação. As medidas de intervenção imediatas são designadas de procedimentos de “estabilização de emergência” e são implementados imediatamente após o incêndio (por vezes, antes mesmo de o fogo estar completamente controlado) e dentro do prazo de um ano, com os objetivos principais de controlar e reduzir a erosão do solo e proteger a vida, propriedade e recursos. Os principais procedimentos de estabilização de emergência são o “mulching” e a sementeira, as barreiras de troncos segundo as curvas de nível, as barreiras de troncos em canais (checkdams), entre outros (Neary et al., 2005; Napper, 2006; Foltz et al., 2009; Robichaud et al., 2010). Na segunda categoria estão incluídos os procedimentos de “reabilitação”, implementados ao longo de um período de tempo superior, cerca de três anos após o fogo, e incluindo tarefas como a reparação de instalações ou a atenuação dos danos das terras sem capacidade de autorrecuperação. Finalmente, as estratégias de “restauração”, consideradas ações de longo prazo, e que são implementadas juntamente com as outras estratégias, mas têm aplicação temporal mais alargada, promovendo a restauração da qualidade do habitat e da produtividade e aumento da resiliência do habitat (Robichaud, 2009).

Estas medidas são amplamente implementadas (especialmente nos Estados Unidos), com a finalidade de promover a reabilitação eficaz de áreas queimadas e para mitigar os efeitos dos incêndios no solo e na vegetação. Mas, antes de decidir quais medidas adequadas para uma situação específica, temos que decidir que áreas precisam de medidas de proteção do solo. Como refere Robichaud (2010), a justificação para a aplicação de tratamentos pós-fogo é hoje em dia empreendida tendo em conta a necessidade de critérios diferentes: a perspetiva da prevenção da erosão do solo como objetivo final não é mais adequada, mas deve incluir a proteção “da segurança pública e dos recursos valiosos de danos ou perda provável” (pág. 23). O alto custo de quase todas as medidas citadas obrigam a analisar adequadamente o custo-benefício de cada tratamento em cada situação.

Na verdade, a maioria dos tratamentos pós-fogo são muito caros e não são adequados para aplicação em grandes áreas ardidas. A sua justificação só pode ser suportada quando um recurso de elevado valor está em risco ou vidas humanas ou infraestruturas.

A generalização da aplicação destas técnicas nas últimas décadas tem mostrado, no entanto, grande variabilidade na eficácia de cada técnica. Na verdade, a avaliação da eficácia das diferentes medidas de proteção do solo tem ocupados os investigadores nos últimos anos, tentando esclarecer algumas questões não respondidas (Robichaud et al., 2000; Robichaud, 2005; Wagenbrenner et al., 2006; Robichaud et al., 2008; Fernandéz et al., 2011; Fontúrbel et al., 2010).

Embora a implementação de tratamentos pós-fogo de mitigação promova, sem dúvida, a proteção do solo contra a erosão e ajude a recuperação da vegetação, nalgumas áreas é preferível não aplicar qualquer tipo de tratamento em áreas ardidas (Robichaud, 2009; Bautista et al., 2009). Além disso, a sua eficácia deve continuar a ser avaliada, bem como os seus impactes, a curto e longo prazo, sobre solo, água e plantas (Kruse et al, 2004; Robichaud, 2009; Neary, 2009).

1. OBJETIVOS A maioria das medidas de proteção do solo após incêndios são relativamente dispendiosas

e de difícil aplicabilidade, razão pela qual a maioria dos proprietários florestais não se mostra muitas vezes recetiva ao investimento nessas medidas, especialmente num contexto de baixo rendimento e de alto risco que o investimento na floresta implica.

Assim, o projeto Soil Protec (Medidas de emergência para proteção de solos após incêndios florestais) visa testar medidas de emergência de baixo custo, em vertentes e em canais, a aplicar na proteção de solos, imediatamente após incêndios florestais de baixa/média severidade, com base em medições efetuadas em povoamentos de Pinus pinaster na serra do Gerês (noroeste de Portugal) (Bento-Gonçalves et al., 2011).

No contexto do presente trabalho, são nossos objetivos: - testar, em vertentes, o papel da caruma, existente no local do próprio incêndio, a qual

resulta em parte da queda após o incêndio de baixa/média intensidade, enquanto


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protetora do solo contra a erosão física e, também, comparativamente com o desempenhado pela palha.

- testar um conjunto de medidas em canais onde se verifica a concentração da escorrência, procurando reduzir os processos de ravinamento e de remoção e transporte do solo, através da implementação de estruturas, materiais e técnicas que favoreçam a retenção dos sedimentos e a colmatação de possíveis sulcos e ravinas pré-existentes.

As medidas serão avaliadas quer no que diz respeito à sua eficácia na mitigação da erosão, quer relativamente ao custo/benefício evidenciado.

2. MEDIDAS MITIGADORAS Várias estratégias de mitigação e de restauro podem ser aplicadas, em função do risco de

degradação e dos objetivos da gestão. De facto, a gestão florestal pode ter múltiplos objetivos. Contudo, se o que se pretende é

reduzir os impactes dos incêndios florestais, podem ser definidos na maioria dos casos, um conjunto mínimo de objetivos prioritários (Vallejo, 2006):

1 - Proteção do solo e regulação hidrológica; 2 - Redução do risco de incêndio e aumento da resistência e resiliência dos ecossistemas e

paisagens perante os incêndios florestais; 3 - Desenvolvimento dos bosques adultos, diversos e produtivos. Atualmente no Mediterrâneo, a política de gestão dominante é a da supressão de todas as

eclosões/deflagrações. No entanto, uma alternativa é a utilização dos fogos controlados como uma importante ferramenta de gestão (Fireparadox - http://www.fireparadox.org/). A principal vantagem dos fogos controlados é a redução da acumulação do combustível, o que, promovendo a descontinuidade do combustível, limita a severidade dos fogos florestais. No entanto, numa perspetiva de longo prazo devem aplicar-se sobretudo medidas de silvicultura preventiva (Shakesby, 2011).

Assim, devem ser desenvolvidas estratégias para incrementar a heterogeneidade e a fragmentação da diversidade estrutural da vegetação, o que poderá contribuir para o aumento da resistência das paisagens ao fogo (Moreira et al., 2009).

Existe igualmente outro tipo de opções cujo objetivo é criar e divulgar as bases científicas e técnicas de intervenção para a gestão de áreas ardidas, técnicas que podem ser aplicadas, imediatamente após incêndios, para minimizar a erosão e que, ao mesmo tempo, contribuem para a conservação dos ecossistemas.

Dependendo do local de atuação, na área ardida, podem agrupar-se as técnicas de recuperação de solo da seguinte forma: i) tratamento de encostas, ii) tratamento de canais e iii) tratamento de caminhos e trilhos. Estes tratamentos podem ser usados de forma integrada, nas áreas ardidas.

No universo de técnicas disponíveis para minimizar a erosão do solo e da escorrência superficial, meramente a título de exemplo, Coelho et al. (2010) identificaram, no total, 27 técnicas que podem ser implementadas após incêndio em encostas (mulch, hirdo-mulch, bandas ou cordões de mulch, sementeira, hidro-sementeira, barreiras de troncos, barreira de tubos de nylon com palha, lavoura e escarificação, terraços, revegetação ou restauração ecológica, cerca ou barreiras de sedimentos), canais (barreiras de fardos de palha, barreiras de troncos, barreiras de pedras, barreiras de sacos de areia, solo ou cascalho) e caminhos e trilhos (tratamento da superfície do caminho, drenagem da água da superfície do caminho, drenagem por inclinação do caminho, rampas convexas, rolamentos na superfície caminho, barreiras para a água, desvios laterais para a água, deflectores de borracha, tubagens abertas, valas, tubagens fechadas).

3. MATERIAL E MÉTODOS 3.1. A área de estudo e os incêndios

O território do concelho de Terras de Bouro, no período de 1996 a 2010, apenas em 3 anos

(1997, 2008 e 2010) teve menos do que 100 incêndios florestais e apenas em 2 anos (2001 e 2005) teve mais do que 140 ocorrências (Tabela I).


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Relativamente à área ardida, destacam-se os anos de 1996, 2009 e 2010, com mais de 1000ha de área queimada, mas muito em particular o ano de 2010 em que a mesma foi de 5403,07ha (TABELA I).

TABELA I. Área ardida (ha) e número de incêndios por dimensão da área ardida (ha), no período

de 1996 a 2010, no concelho de Terras de Bouro.

Ano Área

ardida (ha)

Número de incêndios florestais por dimensão

de área ardida

<100ha 100-500ha 500-1000ha >1000ha Total

1996 1143,87 105 2 1 108 1997 151,12 90 90 1998 197,21 119 119 1999 117,65 100 100 2000 552,78 121 2 123 2001 648,87 198 1 199 2002 229,81 136 136 2003 160,89 128 128 2004 175,75 136 136 2005 429,15 172 172 2006 747,44 127 3 130 2007 864,75 129 2 131 2008 220,73 36 1 37 2009 1276,99 124 1 125 2010 5403,07 59 2 2 2 65 Total 12320,08 1780 13 4 2 1799

98,94 0,72 0,22 0,11 100

1,06

Quanto ao número de incêndios por área ardida, verifica-se que os de dimensão inferior a

100ha são mais representativos (98,94%). Os grandes incêndios florestais (GIF, com dimensão superior a 100ha) somam neste período 19 ocorrências num total de 1799, representando apenas 1,06% do total das ocorrências no concelho (TABELA I).

Embora tenham ocorrido GIF antes de 2006 (1996 - 3 GIF; 2000 - 2 GIF; 2001 - 1 GIF), é a partir desse ano que passaram a registar-se GIF anualmente, sendo que foi em 2010 que se verificaram os dois maiores GIF dos últimos 15 anos, cada um deles com uma área ardida superior a 1000ha (TABELA I).

O primeiro destes incêndios lavrou durante mais de 24 horas, em Vilarinho das Furnas, Campo do Gerês, tendo o alerta sido dado por populares no dia 7 de Agosto pelas 15h48m. Foi extinto às 22h40m do dia seguinte, somando uma área ardida de 2316ha de mato. A causa deste incêndio, de acordo com as investigações, ficou a dever-se a negligência.

O segundo incêndio registou uma ardida menor que o anterior, mas ainda assim muito expressiva no contexto do concelho. Consumiu uma área de 1184ha, com uma proporção muito equilibrada entre área ardida de povoamento e de mato, 600 e 584ha, respetivamente. Este incêndio deflagrou na Calcedónia, em Rio Caldo, e manteve-se ativo durante 6 dias. O incêndio foi identificado por populares às 13h15min do dia 10 de Agosto e causado por intencionalidade.

Assim, do conjunto dos 2 incêndios resultou uma área ardida contínua de 3500ha, que foi sujeita a diferentes intensidades e severidades do fogo (fig. 1).


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Fig. 1 - Área ardida no conjunto dos dois grandes incêndios de 2010 no concelho de Terras de

Bouro. De forma a avaliarmos a severidade do incêndio no conjunto da área afetada, considerámos

fundamental a exploração de imagens de satélite, recorrendo a ferramentas de deteção remota. Neste sentido, identificámos várias imagens obtidas pelos sensores dos satélites Landsat, anteriores e posteriores ao incêndio. A partir das imagens de 30 de Julho de 2010 e de 28 de Abril de 2011 provenientes do Landsat 5 procedemos ao cálculo da severidade, com base no algoritmo NBR (normalized burnt ratio), tendo-se criado cinco classes de representação dos resultados: severidade muito elevada, severidade elevada, severidade moderada, severidade baixa e não ardida (fig. 2).

Figura 2. Mapa de severidade da área ardida correspondente aos incêndios de 7 e 10 de Agosto

de 2010 no concelho de Terras de Bouro.


193

O resultado obtido foi validado no campo (fot. 1 e 2), onde foi avaliada a severidade do incêndio com base nas metodologias do BAER8 - Parsons et al., 2010) e de Lampin et al. (2003)9.

Fotografias 1 e 2. Junceda – área ardida de média e alta severidade.

3.2. As medidas aplicadas em encostas

Na sequência dos 2 GIF descritos anteriormente, foram instaladas 6 parcelas10 com 10

metros de comprimento por 2,5 metros de largura, numa área ardida de “média e alta severidade”, de povoamento de Pinus pinaster com um declive médio de 15% (fig. 3).

Figura 3. Área de estudo (Junceda, Terras do Bouro)

Trata-se de uma área essencialmente desenvolvida em substrato granítico”, de solo

(cambissolos) pedregoso e delgado, com um uso do solo florestal nos últimos 50 anos e um clima caracterizado por elevados quantitativos de precipitação.

Foram, seguidamente, aplicados os diferentes tratamentos propostos selecionados para avaliação, correspondentes a palha (2, 4 e 8 kg) e caruma (2 e 4 Kg), distribuídos por 5 parcelas e foi deixada uma para controlo (fig. 4).

8 Foram apenas tidos em conta os fatores vegetação (árvores, arbustos e combustíveis finos) e cobertura do solo. 9 Foram apenas tidos em conta os efeitos sobre os espaços naturais. 10 As parcelas utilizadas neste projeto resultam da adaptação da metodologia implementada nas parcelas usadas no

Monte Cabalar (Galiza), no projecto “Protección de suelos forestales quemados mediante técnicas de rehabilitación: eficacia en el control de la erosión y efectos sobre la calidad del suelo”, levado a cabo pelo “Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia (CSIC)” e pelo “Centro de Investigación Forestal de Lourizán (Xunta de Galicia)”.


194

Figura 4. Desenho experimental para testar medidas de emergência de proteção

do solo pós-fogo

3.3. As medidas aplicadas em canais Na prossecução dos objetivos inicialmente definidos, procedemos, também, ao

reconhecimento de locais sensíveis aos processos de erosão linear na área atingida pelos incêndios florestais referidos, identificando-se uma área adequada (área de Pinus pinaster onde o fogo atingiu uma severidade média; fot. 3), na qual se definiram três pontos críticos onde estabelecemos medidas estruturais em canais, com o objetivo de promover a mitigação da erosão. De referir que esta área foi selecionada também porque se verificou uma significativa perturbação pós-incêndio, desencadeada pela extração da madeira queimada, por parte dos madeireiros, com a utilização de maquinaria pesada.

Fotografia 3. Área selecionada para implementação das medidas de mitigação da erosão em canais.

(Sinalizadas com setas as linhas de circulação de água intervencionadas)

Localizado próximo do local onde se instalaram as parcelas, apresenta as mesmas caraterísticas, em termos litológicos e edáficos”.

As medidas selecionadas tiveram uma aplicação especificamente nos canais, correspondentes às linhas de drenagem (efémeras ou de baixa ordem) das águas das vertentes da área de estudo, tendo como objetivo a alteração dos fluxos de água e sedimentos, de forma a diminuir a quantidade de solo arrastado para os cursos de água a jusante e consequente destruição de infraestruturas humanas ou culturas por ação de eventuais torrentes de detritos que pudessem ocorrer.


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As técnicas implementadas foram as barreiras de troncos, as barreiras de palha e as barreiras de restos do corte dos pinheiros ardidos e caruma.

As primeiras (barreiras de troncos) obrigaram a meios mecânicos para a sua execução (motosserras e trator), constituindo uma técnica mais exigente ao nível dos custos, pois exigem também mais mão-de-obra para a sua execução (fot. 4A e 4B).

Fotografias 4A e 4B. Construção de barreiras de troncos.

O princípio deste tipo de medidas é a aplicação de troncos de árvores recolhidos no local

(diminuindo, assim, o custo inerente ao transporte de materiais externos à área) e dispostos perpendicularmente à linha de fluxo de água, de forma a constituir uma barreira aos sedimentos transportados pela vertente e no canal, permitindo a sua acumulação a montante, e diminuindo a velocidade da escorrência e, eventualmente, atenuando possíveis picos de escorrência. As acumulações de sedimentos poderão funcionar, posteriormente, como locais favoráveis à recuperação da vegetação.

As barreiras de palha, de mais simples implementação, têm por base os mesmos objetivos e princípios das barreiras de troncos. No entanto, a sua localização deve privilegiar locais de menor declive e canais de dimensões reduzidas. A colocação dos fardos de palha, preferivelmente entre as três e as cinco unidades, deve ser perpendicular à linha de água. É frequente a colocação de pedras (ou troncos) de forma a servir de suporte aos fardos. No caso da barreira de palha instalada na área em estudo (fot. 5A e 5B) foram colocados três fardos de palha, fixados por vergas de ferro no seu interior11, e apoiados por blocos graníticos.

A esta metodologia está associado o custo dos fardos de palha e respetivo transporte, sendo que a mão-de-obra tem uma importância menos significativa, sendo o manuseamento dos fardos fácil.

Fotografias 5A e 5B. Barreira de fardos de palha.

As barreiras compostas de ramos e de restos do corte dos pinheiros ardidos e caruma são

elaboradas com recurso aos materiais existentes no local, sendo as mais económicas e de mais fácil implementação e que facilmente os madeireiros poderão implementar de forma sistemática

11 A dureza do substrato granítico obrigou à utilização de vergas de ferro para a fixação dos fardos, ao invés das

tradicionais estacas de madeira.


196

após a extração da madeira. Constitui uma variante da técnica implementada nos EUA (Napper, 2006) em que são colocados ao longo dos cursos de água os topos das árvores cortadas.

No contexto da área de estudo, a intervenção de remoção da madeira (essencialmente os troncos, ainda com algum potencial económico), levou a que ficassem acumuladas grandes quantidades de ramos dos pinheiros e outros restos do corte, o que permitiu a implementação deste tipo de medida em diversos pontos das linhas de água intervencionadas, funcionando como medidas acessórias às referidas anteriormente. Este tipo de medida exige apenas alguma mão-de-obra, uma vez que todo o material necessário existe no local.

4. RESULTADOS PRELIMINARES E NOTAS FINAIS 4.1. Em vertentes

Numa análise superficial dos primeiros resultados, verificamos que as taxas anuais de erosão verificadas nas parcelas (com e sem tratamento) não se mostraram significativas (fig. 5), podendo a erosão ser considerada como tolerável.

Figura 5. Taxas de erosão (Ton/ha/ano).

Com efeito, em condições semelhantes às verificadas na nossa área de estudo, DIAZ-

FIERROS et al. (1982) considerou, para a Galiza, 3 limiares de risco de erosão, que correspondem respetivamente a 11, 30 e 100 Ton/ha/ano. Deste modo, até 11 Ton/ha/ano a erosão considera-se tolerável, passando a ligeira, quando se situa entre 11 e 30 Ton/ha/ano, ou moderada, quando posicionada entre 30 e 100 Ton/ha/ano, e grave, quando superior a este último valor.

Também a FAO-PNUMA-UNESCO (1980) apresentam uma classificação onde existem 3 Graus de Perigo de degradação de solos, que correspondem respetivamente a 10, 50 e 200 Ton/ha/ano, onde, abaixo das 10 Ton/ha/ano o perigo de degradação de solos considera-se muito baixo ou nulo, passando a baixo entre as 10 e as 50 Ton/ha/ano, moderado entre as 50 e as 200 Ton/ha/ano e alto acima das 200 Ton/ha/ano.

A única exceção ao facto da erosão poder ser considerada tolerável foi a parcela 4, sujeita a um tratamento com 1,25 toneladas de palha por hectare, a qual ultrapassou largamente as 10-11 Ton/ha/ano, com mais de 21 Ton/ha/ano. Todavia, boa parte deste resultado ficou a dever-se à receção sistemática de material proveniente da parcela 5 (parcela de controlo), devido à impossibilidade do total isolamento do tipo de parcelas usadas neste projeto.

Assim, um dos primeiros resultados obtidos foi a verificação da pouca adequabilidade deste tipo de parcelas a vertentes com solos delgados e com relevo pouco uniforme e muito pedregosos (fot. 6), dado que, muitas vezes, a influência do microrelevo, com a existência de pequenas “piscinas de sedimentos” a promoverem a retenção de elevadas quantidades de sedimentos, parece sobrepor-se à influência dos tratamentos efetuados.


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Fotografia 6. Aspeto de pormenor do terreno pedregoso, numa das parcelas experimentais.

A segunda conclusão, que se pode extrair da análise dos primeiros resultados, aponta

claramente no sentido de uma grande eficácia da proteção concedida por qualquer um dos tipos de cobertura usados (palha ou caruma), durante cerca de um ano, período após o qual, com a progressiva redução da cobertura (da palha e da caruma), essa eficácia parece diminuir (fig. 6).

Com efeito, apesar do primeiro grande pico de erosão se ter registado entre 18 de dezembro de 2010 e 15 de janeiro de 2011, por ter correspondido a um período de elevada precipitação (612,33 mm), o maior pico erosivo só veio a ocorrer nove meses depois, entre 14 de Setembro e 28 de Outubro de 2011 (fig. 6), apesar deste período só ter registado cerca de metade da precipitação (290,75 mm) verificada no 2º período e de nas parcelas já existir menos material disponível para ser mobilizado. Contudo, neste mês, a cobertura das parcelas, quer de palha quer de caruma, já se encontrava bastante degradada, o que terá favorecido o transporte do material. Por outro lado, em contrapartida, a reduzida precipitação dos meses anteriores terá desfavorecido esse transporte, permitindo alguma acumulação de material. Deste modo, com material disponível e na diminuição da sua retenção, por degradação da cobertura, é natural que na presença de maior abundância de chuva e, porventura de maior intensidade da precipitação, a quantidade de material transportado tivesse sido a maior do período em estudo.

Figura 6. Evolução das taxas de erosão (Ton/ha) em cada parcela e da precipitação (mm), entre

dezembro de 2010 e Janeiro de 2012. Comparando diretamente a eficácia de cada um dos materiais em função da quantidade de

material aplicada, verificamos que, para o caso dos 0,5 Kg/m2 (5 Ton/ha), a palha, exceto em situações muito pontuais, revela-se mais eficaz que a caruma, parecendo ainda ser mais durável (fig. 7).

No que respeita à cobertura de 0,25 Kg/m2 (2,5 Ton/ha) a situação parece inverter-se, pois a caruma, no primeiro ano, confere maior proteção ao solo, registando sistematicamente taxas de


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erosão inferiores às da parcela protegida por igual quantidade de palha. No entanto, depois do primeiro ano, a situação, aparentemente, inverte-se, passando a palha a ser mais eficaz na proteção do solo (fig. 8).

Figura 7. Evolução comparativa das taxas de erosão (Ton/ha) nas parcelas sujeitas a tratamentos

com densidades de cobertura de 0,5 Kg/m2 (5 Ton/ha) de caruma e palha, entre dezembro de 2010 e Janeiro de 2012.

Figura 8. Evolução comparativa das taxas de erosão (Ton/ha) nas parcelas sujeitas a tratamentos com densidades de cobertura de 0,25 Kg/m2 (2,5 Ton/ha) de caruma e palha, entre dezembro de

2010 e Janeiro de 2012. Assim, os primeiros resultados, para além de revelarem uma maior durabilidade da proteção

conferida pela palha relativamente à caruma, apontam para uma maior eficácia, no primeiro ano, da palha para densidades de cobertura de 5 Ton/ha e de maior eficácia da caruma para densidades de cobertura de 2,5 Ton/ha.

Todavia, se tivermos em consideração que a palha é um elemento exógeno ao ecossistema florestal e que ela transporta sementes que podem alterar a sua composição florística, a caruma talvez seja a opção preferível, até porque pode existir no local, evitando-se, assim, o transporte de longas distâncias.

A acrescer a esta realidade, a palha apresenta maior custo, tendo em conta que tem de ser comprada a valores que rodam os 4€/fardo de 20Kg12, implicando ainda, tal como a caruma, o seu transporte até ao local e posterior aplicação no terreno.

Atendendo a estes valores, para um tratamento com 0,25kg/m2 (2,5 Ton/ha), um fardo de palha (20Kg) permitiria cobrir uma área de 80 m², o que corresponde a um custo de

12 Valor em Novembro de 2010 por fardo de 20Kg.


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aproximadamente 5 cêntimos por metro quadrado, ou seja 500€ por hectare. (mais o transporte e a mão-de-obra).

Assim, embora a caruma nos pareça ser a melhor opção, a sua utilização terá que se revestir de alguns cuidados, pois não nos podemos esquecer de que se deslocarmos grandes quantidades de caruma de uma área não afetada por um incêndio para outra que foi percorrida pelo fogo, corremos o risco de alterar e desproteger a área fornecedora. Assim, ao retirarmos a caruma deste espaço, vamos reduzir a camada protetora e a matéria orgânica destes solos, podendo ainda a técnica de recolha implicar alguma mobilização superficial do solo, correndo-se assim o risco de o empobrecer e de o expor aos agentes erosivos.

Consequentemente, caso se opte por esta solução, terá sempre que se ter o cuidado de não tirar a totalidade da caruma, removendo apenas a parte superior, não desprotegendo e tentando não mobilizar a camada superficial do solo, evitando ainda recolher a caruma em áreas declivosas.

4.2. Em canais

As técnicas empregues para a mitigação da erosão em canais incluíram barreiras de

troncos, barreiras de palha e as barreiras de restos do corte dos pinheiros ardidos e caruma. Foram instaladas no início do Inverno de 2011, avaliando-se a sua eficácia no âmbito do controle sobre a erosão e consequente fixação dos sedimentos, com vista a uma análise final da sua relação custo/benefício.

Com efeito, os episódios chuvosos ocorridos após a instalação das medidas produziram uma significativa ação erosiva sobre as vertentes da bacia de drenagem intervencionada (a precipitação média anual nesta região é de cerca de 2500mm), conduzindo a uma intensa evacuação de sedimentos em direção aos canais onde circulam as linhas de água em que se instalaram as várias medidas. Foi, assim, possível constatar a eficácia destas técnicas, a partir das acumulações de sedimentos observadas junto às mesmas.

Desta forma, verifica-se que todas as técnicas tiveram capacidade de retenção de sedimentos. Das duas barreiras de troncos instaladas, uma funcionou efetivamente como amortecedor do fluxo e permitiu a acumulação de sedimentos para montante (fot. 7).

Fotografia 7. Acumulação de sedimentos na barreira de troncos

(limite pela linha tracejada).

No que diz respeito à barreira de fardos de palha, o seu papel na retenção de sedimentos foi também muito positivo (fot. 8). A sua eficácia neste parâmetro parece-nos bastante significativa, com a vantagem de permitir um escoamento adequado da água, não conduzindo


200

facilmente a situações de rotura da estrutura pela retenção de grandes volumes de água. No entanto, este tipo de estrutura é menos sólido que as barreiras de troncos e terá um período de vida útil reduzido, provavelmente não superior a um ano.

Fotografia 8. Acumulação de sedimentos na barreira de fardos de palha

(limite pela linha tracejada). As barreiras de restos do corte dos pinheiros ardidos e caruma foram as que obtiveram

resultados mais significativos. Com efeito, apesar da simplicidade e reduzido grau de elaboração desta técnica, a sua eficácia na retenção dos sedimentos é elevada. Em todas as barreiras deste tipo implementadas se verificou a retenção de sedimentos, nalgumas em grande quantidade, tendo em conta o tipo de estrutura (fot. 9, 10A e 10B).

Fotografia 9. Acumulação de sedimentos em barreira de restos do corte dos pinheiros ardidos e

caruma.

Fotografias 10A e 10B. Acumulação de sedimentos em barreira de restos do corte dos pinheiros

ardidos e caruma.


201

Em síntese, as observações preliminares permitem-nos concluir que as técnicas aplicadas

têm um significativo grau de eficácia na retenção de sedimentos transportados pelos canais de evacuação das águas de escorrência, contribuindo para a criação de “piscinas” de sedimentos que poderão funcionar como locais privilegiados para a recuperação da vegetação. Com efeito, é imperativo criar condições nestas áreas de montanha para que o pouco solo que ainda subsiste se mantenha, evitando, ao mesmo tempo, o seu transporte e deposição em áreas indesejáveis, a jusante, onde se encontram as povoações, uma barragem e outras infraestruturas humanas.

Por outro lado, estes resultados preliminares apontam já para alguma diferenciação das técnicas no que diz respeito à relação custo/benefício, sendo que as barreiras de restos do corte dos pinheiros ardidos e caruma se apresentam como uma medida de baixo custo e que apresenta resultados bastante satisfatórios no que à mitigação da erosão diz respeito.

AGRADECIMENTOS Os autores desejam aqui deixar um vivo agradecimento ao Parque Nacional Peneda-Gerês

na pessoa do seu Diretor, mas muito em especial à Engª. Maria do Carmo Oliveira por todo o apoio e incentivo que prestou ao Projeto e ao Sr. Manuel Rodrigues por um intenso dia de trabalho na instalação das barragens.

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OS INCÊNDIOS FLORESTAIS NA ALTERAÇÃO DO USO E OCUPAÇÃO DO SOLO E A SUA RELAÇÃO COM A ANÁLISE DA SUSCEPTIBILIDADE DE

RAVINAMENTOS: EXEMPLOS NO NORTE DE PORTUGAL

Bruno Martins CEGOT – Universidade de Coimbra

[email protected]

António Pedrosa UFU, CEGOT

[email protected]

RESUMO Os incêndio florestais que se manifestam de forma continuada e recorrente sobre o territórios agro-florestais do Norte de Portugal geram modificações importantes no uso e ocupação do solo (UOS) e implicam o desencadeamento de diversos processos erosivos, os quais contribuem para a degradação dos solos. Por sua vez a degradação dos solos vai implicando alterações mais ou menos rápidas sobre a UOS. Estudos recentes confirmam o papel do UOS, na formação de ravinamentos e movimentos em massa, processos extremamente acelerados imediatamente a seguir aos incêndios florestais (e.g. Reid & Dune, 1996; Nyssen et al., 2002; Douglas & Pietroniro, 2003; Ezezika &Adetona, 2011; Tsimi et al., 2012; Frankl et al., 2012). Neste trabalho pretende-se, a partir da análise de regressão logística numa área amostra no Norte de Portugal: (i) identificar os factores que mais contribuem para a formação de ravinas e sulcos e (ii) relacionar o UOS, em particular as áreas recentemente incendiadas, com presença ou ausência de ravinas e sulcos.

Palavras-Chave: Uso e ocupação do território (UOS), incêndios, ravinamentos, regressão logística, Norte de Portugal.

ABSTRACT The wildfires that appear continuously on the agro-forestry territory in northern Portugal generate important changes in the land use and cover (LUC) contributing to the development of erosion processes that lead to increase soil degradation. This degradation will require changes in LUC. Recent studies confirm the role of wildfires in the formation of gullies and mass movements (e.g. Reid & Dune, 1996; Nyssen et al., 2002; Douglas & Pietroniro, 2003; Ezezika &Adetona, 2011; Tsimi et al., 2012; Frankl et al., 2012). This paper aims (i) to identify the factors that most contribute to gullies and rills formations of and (ii) relate LUC, in particular burn areas, with the presence or absence of ravines and rills in a sample area in northern Portugal based on a logistic regression analysis. Key words: Land use and cover (LUC), forest fires, gullies, logistic regression, north

of Portugal.


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INTRODUÇÃO

A cartografia de áreas de maior ou menor susceptibilidade de erosão pode ser um instrumento importante no sentido da sua mitigação e controlo. Permite ainda identificar as variáveis que mais influenciam a formação de um processo geomorfológico. Movimentos em massa e ravinas são processos geomorfológicos que contribuem de forma muito significativa para a perda de capacidade produtiva do solo, quer pela sua ablação, quer pela remoção de nutrientes (e.g. Wasson et al., 2002; Krause et al., 2003; Vente et al., 2007; Huon et al., 2005; Bergonse & Reis, 2011). Estudos recentes sugerem a importância do contributo destes processos na produção de sedimentos (Pedrosa, 1993; Pedrosa et al., 2001; Poesen et al., 1998; Kheir et al., 2007), confirmando a sua importância como elementos chave no estudo da erosão, especialmente em regiões de domínio Mediterrâneo, onde contribuem de forma muito intensa na degradação de campos agrícolas e pastagens (e.g. Villevieille, 1997; Pedrosa, 1991, Martinez-Casasnovas & Poch, 1998; Vandekerckhovea et al., 2005; J. Martinez-Casasnovas, 2003; Castillo et al., 2007; Rebelo, 2008; Nunes et al., 2008, 2009; Tsimi et al., 2012; Frankl et al., 2012) e na deteorização da qualidade da água, em rios e reservatórios (Bufalo & Nahon, 1992; DeRose et al., 1998; J. Martinez-Casasnovas, 2003).

O papel dos incêndios florestais na aceleração dos processos erosivos e vice-versa tem sido confirmado por inúmeros trabalhos (e.g. Amaranthus & Trappe, 1993; Andreu et al., 1995; Martins & Pedrosa, 2008; Wise et al., 2004; Jordan et al., 2004; Bento-Gonçalves & Vieira, 2011; Miller et al., 2011). Neste sentido é importante o conhecimento da relação entre o uso e ocupação do solo (UOS) e em particular, as áreas incendiadas, e o aumento relativo à susceptibilidade de ocorrência de processos erosivos, nomeadamente ravinamentos.

Nos últimos anos, o número de trabalhos consagrados à cartografia de processos geomorfológicos aumentou, aproveitando o contributo, por exemplo, dos Sistemas de Informação Geográfico (SIG) e diferentes modelações alicerçadas em análises estatísticas como a regressão logística, multivariada, fuzzy logic ou probabilidade Bayesiana (e.g. Carrara et al., 1995; Chung, et al., 1995; Guzzetti et al., 1999; Chen et al., 2007; Sezer et al., 2011), embora em menor número no que respeita à aplicação das ravinas (e.g. Bocco, 1991; Poesen et al., 1998; J. Martinez-Casasnovas, 2003; Kheir et al., 2007; Samani et al., 2010; Martins, 2010; Nwilo et al., 2011).

Neste trabalho procurou-se identificar os factores que mais contribuem na formação de ravinas a partir da análise estatística numa área amostra localizada no Norte de Portugal com recurso à modelação logística. Desta forma, permitiu relacionar o UOS, em particular as áreas recentemente incendiadas com a presença ou ausência de ravinas e sulcos. 1. METODOLOGIA

Ao longo dos últimos anos foram desenvolvidas diferentes modelações na construção de mapas de susceptibilidade baseados: (1) no conhecimento e na experiencia do investigador relativamente ao processo estudado e (2) métodos empíricos alicerçados em análises estatísticas (Svoray 2011). Os métodos baseados no conhecimento e experiência do investigador assentam geralmente em processo de hierarquia analítica (PHA). Em geral, este tipo de abordagem inclui dois procedimentos principais: a pontuação e a interpolação (Saaty 1977; Malczewski, 1999). Os métodos empíricos mais complexos, assentes em séries estatísticas, baseam-se na análise de dados que procuram estatisticamente identificar as variáveis e a importância de cada uma delas no desenvolvimento dos processos, implicando geralmente grandes conjuntos de dados (Fayyad et al., 1996). No trabalho desenvolvido recorreu-se à regressão logística. Trata-se de uma forma de regressão categorial particularmente adequada a fenómenos que têm expressão em termos de presença/ausência, podendo portanto ser representados na forma de variáveis dependentes nominais binárias ou dicotómicas.

A variável dependente (y) é a presença ou ausência de ravinas e P um conjunto de variáveis independentes x1, x2, …, xp, que afectam a formação de ravinas. As variáveis independentes correspondem ao conjunto de layers temáticos introduzidos no Sistema de


209

Informação Geográfico (SIG). A probabilidade de ocorrência de ravinas é representado por P (y = 1⁄ X), sendo o logit (Hosmer & Lemeshow 2000) definido por:

(1)

onde b0 é a constante da equação e b1, b2, ... ,bp são os coeficientes das variáveis x1,

x2,...,xp. A probabilidade P (y = 1/X) pode ser expressa pelo modelo de regressão logística:

(2) No modelo proposto, Px é a expressão que define a propensão há formação de ravinas,

sendo uma variável continua onde 1 é considerada a propensão máxima e 0 a mínima. Baseado neste modelo, a susceptibilidade de ocorrência de ravinamento pode ser obtida a partir da equação (2).

A construção do modelo envolveu as seguintes etapas: (i) a pré-seleção de variáveis consideradas fundamentais na formação e desenvolvimento das ravinas; (ii) seleção das variáveis estatisticamente significativas com base na análise de probabilidade logística; (iii) modelação com base na análise logística a partir das variáveis selecionadas 1.1. Localização da área amostra e aquisição de dados

A área amostra tem uma dimensão de cerca de 3km2, localizada na vertente norte da serra do Alvão, próximo das povoações de Pensalvos e Parada de Monteiros, na margem direita do rio Avelâmes. A área é constituída pelo granito de Sabrosa (GS), pelo granito do Minheu (GM) e pelos metassedimentos incluídos na formação pelito-grauváquica do Silúrico. Esta formação é constituída por xistos cinzentos com intercalações de xistos negros, ampelitos e liditos, com alternância de pelitos psamíticos, grauvaques e tufos vulcânicos (Figura 1).

Figura 1. Localização e enquadramento morfo-estrutural da área de estudo

Do ponto de vista tectónico pertence à Zona-Galiza-Trás-os-Montes (ZGTM) (Farias et al., 1985, Arenas et al., 1988). É constituída em termos litológicos por duas unidades: (i) rochas metassedimentares e (ii) rochas granitóides. A primeira pertence às formações do complexo parautoctone, autoctone e sub-autoctone, a segunda, aos granitos hercínicos biotíticos com

Área de estudo


210

plagioclase cálcica e diferenciados, associados à fracturação frágil tardi hercínica, correspondem aos granitos que constituem o Plutão de Vila Pouca (PVP). A morfologia está relacionada com o desligamento sinistro tardi-hercínico Verin-Penacova pertencente ao mesmo sistema de fracturas do acidente Manteigas-Vilariça-Bragança, sendo-lhe sub-paralelo, de orientação geral NNE-SSW, localizando-se cerca de 60 km a ocidente. Tal como a maioria do país, a área amostra apresenta características climáticas Mediterrâneas (Cs).

Foram introduzidas 4 variáveis independentes: (i) declive; (ii) UOS; (iii) espessura das formações superficiais; (iv) litologia e ainda 172 locais de amostragem escolhidos aleatoriamente a partir de geo-posicionamento global com 5 metros de precisão. Sulcos e ravinas foram tratados de forma idêntica uma vez que não foi definida nenhuma fronteira entre as duas formas em nenhum sector transversal (Souchère, 1995; Poesen et al., 1996; Roose et al., 2000) ou profundidade. Foram então considerados sítios com ou sem presença de ravinas (Figura 2).

Figura 2. Litologia e localização dos locais de amostragem de presença/ausência de ravinas ou sulcos.

O declive, em graus, foi obtido a partir de um Modelo Digital de Terreno de tipo TIN,

triangulado a partir da altimetria da Carta Militar de Portugal na escala 1:25 000 (IGeoE), convertido para estrutura matricial, com um pixel de 5m de lado. Em função da progressão tendencialmente linear do valor de declive face à frequência de ocorrência, observado num histograma, as classes foram definidas com base na posição dos desvios-padrão, com os seguintes limites: [0-2°]; [2-9°]; [9-16°]; [16-23°]; [23-32°] e [32-63°].

Informação sobre a UOS pode ser obtida a partir da cartografia da Corine Land Cover 2000 (European Environmental Agency), produzida à escala 1:100000. Contudo, esta informação não está atualizada para todo o território, relacionado com o facto de que entre o processo de modelação e validação distar cerca de 10 anos. Alguns trabalhos (e.g. Pinheiro, 2005; Cerdeira et al., 2006) tem demonstrado baixos níveis de precisão entre a cartografia produzida para o território português (GLC2000 MOD12Q1) e a realidade, devendo por tanto, ser utilizada com precaução. Neste sentido, para a área de estudo foi criado um mapa UOS baseado na análise de fotografias aéreas e observação no local. Este trabalho é especialmente importante na análise da evolução do coberto vegetal desde a ocorrência, por exemplo, de um incêndio e as diferentes fases de evolução da cobertura vegetal, com implicações na susceptibilidade face ao processo de ravinamentos.

Foram definidas 6 classes: áreas de cultivo, pastagens, florestas, florestas recentemente incendiadas, florestas arbustivas e áreas degradadas, baseado nos trabalhos de Mûelenaere et al., 2011 e Meire et al., 2012:


211

Tabela I. Classes de uso e ocupação do solo (UOS) e as respectivas características

Uso e Ocupação do Solo (UOS) ou classes UOS detalhadas

Características

I ÁREAS DE CULTIVO Áreas de cultivo com culturas de sequeiro ou de regadio, sazonais ou perenes.

I. A Áreas de cultivo Terras cultivadas preferencialmente localizados em áreas com declives baixos (por exemplo, depressões).

II FLORESTA cobertura vegetal superior a 30%, de características arbóreas. vegetação arbustiva e herbácea frequente nos andares inferiores. ocupam geralmente áreas de maior declive

II. A Floresta densa Compreendem áreas florestais com cobertura superior a 30% (Pinus Pinaster e Eucalyptus como espécies dominantes) com elevada proteção do solo.

II. B Florestas recentemente incendiadas Florestas incendiadas (Pinus Pinaster e Eucalyptus são as espécies dominantes) com cobertura superior a 30%. 10-50% da área total da unidade de terra coberta de arbustos queimados.

III. FLORESTA ARBUSTIVA vegetação arbustiva constitui predominantemente a cobertura do solo, especialmente em vertentes íngremes

III. A Floresta arbustiva 10-50% da área total da unidade de terra coberta por vegetação arbustiva, <30% de vegetação herbácea, sem vegetação lenhosa.

IV. PASTAGENS vegetação arbustiva constitui a cobertura do solo predominante, geralmente relacionados com áreas de pastagens

IV. A Áreas de pastagem degradadas com vegetação herbácea

Mais de 50% da área total da unidade é coberto por vegetação arbustiva, expondo até 30% do solo.

IV. B Áreas de pastagem degradadas com presença de vegetação arbustiva e áreas reflorestadas

Mais 50% da área total da unidade é coberto por vegetação arbustiva, expondo até 30% do solo. Inclui áreas reflorestadas.

A espessura das formações superficiais foi obtida com base na krigagem. Trata-se de uma

interpolação baseada numa análise de regressão a partir da coleta de pontos amostrados cujo o peso é atribuído segundo uma covariância espacial. O tratamento geo-estatístico dos dados foi conseguido, recorrendo à ferramenta Geostatistycal Analyst, do ArcGis. Para a área de estudo procedeu-se à amostragem de 48 locais/perfis. No mapa produzido foi utlizado a krigagem ordinária. Estudos compararam vários métodos geo-estatísticos na previsão da espessura do solo, tendo concluído que as melhores previsões eram conseguidas recorrendo à krigagem ordinária e à co-krigagem (e.g. Penizek & Boruvka, 2004). Para krigagem ordinária ao invés de assumir que a média é constante ao longo de todo o domínio, assume antes a constante mais próxima de cada ponto de avaliação, em que m (uα) = m (u) para cada valor de dados nas proximidades, Z (uα), é usado para estimar Z (u). Trata-se de uma metodologia pouco dispendiosa e que permite atualizações de informação a partir da colecta de novos pontos de amostra (Santos, 2011). 2. RESULTADOS

As variáveis independentes introduzidas no modelo foram o declive, o UOS, espessura das formações superficiais e a litologia, sendo que ao introduzir estas 4 variáveis obteve-se o valor mais alto de associação (Chi-square 67,41). Por outro lado, a variável independente UOS foi a que obteve valores B mais elevados (0,571), assumindo desta forma como a variável independente que melhor relação assume com a presença ou ausência de ravinas e sulcos. O declive foi a segunda variável independe que melhor relação estabeleceu com a presença de ravinas.

A maioria das ravinas e sulcos encontra-se em áreas de floresta degradada, recentemente incendiada ou reflorestada e em vertentes de declives entre os 9 e os 23°. A sua grande maioria correspondem a sulcos com reduzida capacidade de transporte em solos pouco profundos, que raramente ultrapassam os 30 cm de profundidade. Verificou-se uma boa relação entre a espessura do solo e UOS. Baseado neste relação, alguns autores (e.g. Vermeulen et al. 1994; Zakharova et al., 2002) desenvolveram modelações que relacionam o UOS com o tipo de solo permitindo calcular a estimativa da capacidade de água no solo passível de ser evaporada e desta forma estimar a profundidade do solo. Solos finos, mais comuns em áreas de pastagem e floresta degradada, assumem geralmente uma ambivalência relativamente à escorrência (Valentin et al., 2003). Se por um lado atrasam a inicio da instalação das ravinas (e.g. Zhu & Cai, 2004; Muñoz-Roblesa et al., 2010), a reduzida capacidade de infiltração torna-os mais susceptíveis aos


212

processos de ravinamento e sulcagem (Prasad & Romkens, 2004). Este facto é observável principalmente no sector oeste da área-amostra, em florestas degradadas. Muitas das vezes, a presença de material solto, clastos que resultaram de processos de crioclastia envolvidos por uma materiz silto-terrosa, permite a formação de pequenos sulcos.

Tabela 2. Valores B e valores de Odds Ratio (Exp B) para as variáveis introduzidas no modelo

As ravinas mais profundas estão presentes no sector oriental da área de estudo, em classes de declive 2 e 4 (SLOPE_CLASS_2 e SLOPE_CLASS_4), em floresta recentemente incendiada onde a presença de formações superficiais de maior espessura terá permitido a evolução em profundidade destas ravinas. As formações superficiais correspondem a mantos de alteração de espessura variada, em certos sectores das vertentes ultrapassam os 4 metros de profundidade, induzidas pela ação tectónica (e.g. Aydin, & Egeli, 2001; Valentin et al., 2003; Aydin, 2006). Não sendo um factor com forte correlação entre a presença/número de ravinas e sulcos (Pearson Correlation 0,376), as formações superficiais são importante no desenvolvimento vertical das ravinas uma vez que permitem a evolução vertical ao atuarem sobre este tipo de material pouco coeso.

Não foram observadas ravinas nem sulcos em áreas agrícolas e de pastagem. A presença de coberto vegetal terá funcionado como elemento de proteção à formação de ravinamento (Mian et al., 2009). No entanto, estas áreas deverão ser alvo de atenção uma vez que padecem de importantes mudanças ao nível da percentagem de cobertura vegetal ao longo do ano, estando por vezes, por períodos consideráveis de tempo, sem qualquer tipo de proteção. Nestes períodos a susceptibilidade à formação de ravinamentos é certamente mais elevada.

O coeficiente de regressão mais alto foi obtido pela variável SLOPE_CLASS_2 (classe de declive entre os 2 e os 9°). O odds ratio para a presença de ravinas e não ravinas é 1,402 vezes mais elevado na presença desta variável. Ainda associado ao declive, a classe SLOPE_CLASS_4 (classe de declives entre os 16 e os 23°) apresenta o segundo coeficiente de regressão mais alto (1,044). O seguinte valor mais significativo foi obtido pela variável UOS_IVA_CLASS (floresta degradada) com um valor de 0,881, seguido da espessura das formações superficiais entre os 100cm e os 150cm (0,784) e pela UOS_IIB_CLASS (áreas recentemente incendiadas) (0,605) (tabela 2).

B S.E. Wald Df Exp (B)

Modelo

UOS ,815 5 UOS_IIA_CLASS -22,421 7567,446 ,000 1 ,000

UOS_IIA_CLASS -22,734 6082,431 ,000 1 ,000

UOS_IVB_CLASS -,601 ,755 ,634 1 ,548

UOS_VA_CLASS -,127 ,726 ,030 1 ,881

UOS_IB_CLASS -,502 ,779 ,416 1 ,605

DECLIVE 3,037 4 SLOPE_CLASS_1 -20,589 10746,504 ,000 1 ,000

SLOPE_CLASS_2 ,338 1,024 ,109 1 1,402

SLOPE_CLASS_3 -,838 ,877 ,914 1 ,432

SLOPE_CLASS_4 ,043 ,908 ,002 1 1,044

Formações Sup. 14,053 6 Inexistente -,597 15712,718 ,000 1 ,551

50-100 cm -3,635 1,177 9,543 1 ,026

100-150 cm -,243 ,919 ,070 1 ,784

150-200 cm -1,664 ,920 3,271 1 ,189

200-250 cm -2,442 1,078 5,130 1 ,087

250-300 cm -1,414 1,059 1,784 1 ,243

GEOLOGIA -1,472 ,940 2,456 1 ,229

Constante 3,773 1,632 5,346 1 43,516


213

Associado ao declive, a característica do UOS do solo assumem um papel importante na susceptibilidade de ravinamento. Por outro lado, esta é a variável que mais diretamente se relaciona com a atividade antrópica. Na figura 3 é analisado o odds ratio para a ocorrência de ravina com base no logit calculado a partir:

(3) onde que se relaciona o declive (x1; x2; ... x4) e o UOS área incendiada (linha A) e UOS de

floresta (linha B) (b).

Figura 3. Odds ratio em função das variáveis independentes UOS e declive para áreas incendiadas e floresta

Com base neste análise, os valores do log-odds para UOS de floresta indicam um

probabilidade para a ocorrência de ravinamento muito baixa. Nas áreas de floresta recentemente incendiada os valores do log-odds são positivos quando associados a declives médios, entre 9 a 23° (figura 3). Este tipo de UOS favorece a escorrência em detrimento da infiltração contribuindo desta forma para a concentração do escoamento, fator fundamental na formação de ravinas. Outros fatores, como a declive, características do tipo de solo e profundidade das formações funcionam como fatores secundários no desenvolvimento do processo (Billi & Dramis, 2003). A espessura das formações superficiais condiciona o desenvolvimento vertical do processo. Geralmente encontram-se em áreas florestadas, em material de natureza granitoide e correspondem a mantos de alteração. Os níveis mais elevados de infiltração favorecem o processo de meteorização. Os incêndios ao exporem este tipo de material contribuem para a diminuição da capacidade de infiltração e aumentam a escorrência.

Verificou-se ainda uma maior capacidade de transporte das ravinas nos sectores médios. No sector terminal perdem capacidade de transporte depositando nestes sectores todo o material mobilizado (i.e. Willgoose et al. 1991) (figura 4). Este processo é particularmente observável em áreas recentemente incendiadas.


214

Figura 4. Secção terminal de uma ravina numa área recentemente incendiada (área amostra) já em fase de recuperação de vegetação.

3. CONCLUSÃO

O modelo de regressão logística foi utilizado de forma a estabelecer a relação entre a presença de ravinas e sulcos e o contexto ambiental a partir das variáveis independentes que foram consideradas a priori fundamentais ao desenvolvimento do processo. O modelo permitiu definir um ranking das variáveis que mais contribuem para a formação de ravinas definido a partir dos coeficientes logísticos, considerando o UOS, declive, espessura das formações superficiais e litologia como as variáveis mais importante.

Os valores de odds ratio sugerem os declives entre 9° e os 23° como as áreas de maior susceptibilidade à formação de ravinas. Por outro lado, o modelo indicou uma forte relação entre a presença/ausência de ravinas associado ao UOS (valor B de 0,571). O UOS de floresta degradada, recentemente incendiada e reflorestada foram o tipo de UOS que obteve valores de odds ratio mais elevados para a formação de ravinas, confirmando a ausência de vegetação como factor fundamental para a formação de ravinas e sulcos (e.g. Govers et al., 2004), principalmente em vertentes de declive médio, aumentado a escorrência em detrimento da infiltração. Após a formação de canais, a presença de formações superficiais é fundamental no desenvolvimento vertical do processo. É na presença deste tipo de formações, constituídas por depósitos de vertente, mas fundamentalmente por mantos de alteração graníticos, onde se encontra as ravinas mais profundas. A presença deste tipo de formações encontra-se geralmente em área de floresta. Os incêndios, ao destruírem uma boa parte da vegetação, nomeadamente arbustiva e herbácea, altera o processo de geodinâmica externa, aumentado a escorrência, contribuindo para o aumento de susceptibilidade de ocorrência de ravinamentos.

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EVOLUÇÃO DO COBERTO VEGETAL EM CENÁRIO PÓS INCÊNDIO. CASO DE ESTUDO – TAVIRA – SÃO BRÁS DE ALPORTEL 2012

(PORTUGAL)

Elina Baptista Universidade do Algarve, Faculdade de Ciências e Tecnologia, Portugal

[email protected]

Nuno Simões Universidade do Algarve, Faculdade de Ciências e Tecnologia, Portugal

[email protected]

Fernando M. Granja Martins Centre for Natural Resources and the Environment – CERENA Department of Civil Engineering, University of Algarve, Portugal

[email protected]

Helena Fernandez Centre for Natural Resources and the Environment – CERENA

Research Centre for Spatial and Organizational Dynamics – CIEO Department of Civil Engineering, University of Algarve, Portugal

[email protected]

Antonio Jordán MED_Soil Research Group

Department of Crystallography, Mineralogy and Agricultural Chemistry, University of Seville, Spain [email protected]

Lorena M. Zavalla

MED_Soil Research Group Department of Crystallography, Mineralogy and Agricultural Chemistry, University of Seville, Spain

[email protected]

RESUMO Neste estudo pretende-se analisar a evolução da vegetação em cenário pós incêndio, recorrendo à utilização de índices de vegetação aplicados às imagens Landsat7 de Abril e Dezembro de 2012 e Março de 2013. A área de estudo diz respeito à zona afetada pelo incêndio florestal que assolou o concelho de Tavira em Julho de 2012, um dos incêndios de maiores dimensões registado nos últimos anos em Portugal. Esta área pertence à unidade da serra algarvia, caracterizada pela presença de solos pobres e incipientes onde vigoram os sistemas de montado de sobro e medronhais, e matagais com vegetação esclerófila. Neste tipo de paisagens torna-se fundamental a compreensão da evolução da vegetação, principalmente após uma catástrofe de enormes dimensões como o incêndio ocorrido nesta área. Assim a evolução da vegetação foi estudada numa primeira fase pela sua presença e ausência na área em estudo e numa segunda fase por usos de solo com o objetivo de estudar qual dos usos é que apresentava uma melhor evolução da vegetação. Para este tipo de paisagem, os resultados indicam uma clara vantagem para a vegetação presente em


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sistemas mais naturais em detrimento da vegetação em sistemas mais antropogenizados, sendo o uso da vegetação esclerofila, aquele que apresenta uma maior evolução após a ocorrência de um incêndio florestal. Palavras-Chave: Evolução da Vegetação; Índices de Vegetação; Incêndio; Usos de

Solo; Vegetação Esclerofila;

ABSTRACT In this study we pretend to analyze the evolution of the vegetation in a post fire scenario, through the use of vegetation indexes applied to Landsat7 for April and December 2012 and March 2013. The study area is the area affected by forest fire that devastated the Tavira municipality in July 2012, one of the larger fires occurred in recent years in Portugal. This area belongs to the unity of the Algarve hills, characterized by the presence of poor and incipient soils, where prevailing cork oak forests and thickets of arbutus, and shrublands with sclerophyllous vegetation. In this type of landscape is fundamental, understanding the evolution of vegetation, especially after a catastrophe of huge dimensions as the fire occurred in this area. Thus the evolution of the vegetation was studied initially by their presence and absence in the study area, and a second stage by soils use, with the aim of studying which, the soils use which presented a better vegetation evolution. For this type of landscape, the results indicate a clear advantage for the vegetation present in a more natural system over the vegetation present in a system more humanized, where the use sclerophyllous vegetation was the use with the biggest evolution after a forest fire.

Keyword: Evolution of the Vegetation; Vegetation indexes; Fire; Soils Use; Sclerophyllous vegetation

INTRODUÇÃO

Os incêndios florestais são a nível nacional, uma das maiores catástrofes que assolam o

país, dizimando grandes áreas de mato, principalmente nos meses quentes. Um dos maiores incêndios registados a nível nacional foi o incêndio de Tavira-São Brás de Alportel (Figura I), ocorrido em julho de 2012, que se estendeu aproximadamente em 24843 ha, colocando em risco as pequenas populações da serra algarvia.

A paisagem assolada por este incêndio localiza-se na mega unidade de paisagem das Serras do Algarve, unidade da Serra do Caldeirão. Esta caracteriza-se por ser uma paisagem agreste com um relevo bastante acidentado onde a desertificação é cada vez mais acentuada, sendo considerada a sub região algarvia economicamente mais débil.

Ao nível da vegetação é de destacar duas espécies, o quercus suber (sobreiro) e o arbustos unedo (medronheiro) que formam, respetivamente, os montados e medronhais, economicamente muito viáveis, que cobrem grande parte desta paisagem. Recentemente, em áreas florestais, tem-se verificado o aumento dos povoamentos de pinus pinea (pinheiro manso) e de eucalyptus globulus (eucalipto), espécies bastantes combustíveis. Em áreas mais secas encontra-se matagais de azinheira, atualmente quase inexistentes devido às campanhas de trigo sucessivas que ocorreram em finais do seculo XIX e primeira metade do seculo XX. Estas vieram de forma muito significativa degradar a estrutura do solo que geologicamente já eram bastante sensíveis, solos esqueléticos [1].

Qualquer incêndio florestal resulta numa degradação efetiva do coberto vegetal o que provoca um acréscimo da erosão do solo, devido ao aumento do impacto das gotas da chuva e à redução da taxa de infiltração que leva ao aumento da taxa de escoamento. Estas consequências são mais gravosas no âmbito da paisagem da serra Algarvia. Assim este estudo visa a análise dos índices de vegetação antes do incêndio (abril de 2012) e pós incêndio (dezembro 2012 março de 2013) com o objetivo de compreender o comportamento da vegetação num cenário pós-incendio.


221

Figura 1. Localização do Incêndio

Para realizar este estudo recorreu-se a imagens Landsat7 de três épocas distintas, antes e

pós incêndio, as quais foram alvo de correções e sobre as quais foram calculados os índices de vegetação nas situações antes e pós incêndio.

1. METODOLOGIA Os índices de vegetação foram calculados em três períodos distintos, antes e pós incêndio.

Foram selecionadas as imagens de abril de 2012 (três meses antes), dezembro de 2012 (cinco meses depois) e março de 2013 (oito meses depois).

As imagens Landsat foram corrigidas do efeito da dispersão através da técnica dark object subtraction aplicada à banda 4 (infravermelho próximo) que é a menos afetada pelo efeito da dispersão. Às restantes bandas foi aplicada a “correção por regressão” tomando a banda 4 já corrigida como a variável independente.

Para os três períodos em estudo foram calculados índices de vegetação de rácio, de perpendicularidade à linha de solo e de transformação ortogonal de bandas, nomeadamente: Ratio [7], Normalized Difference Vegetation Index (NDVI) [7], Perpendicular Vegetation Index (PVI) [6], Perpendicular Vegetation Index 3 (PVI3) [5], Weighted Difference Vegetation Index (WDVI) [6], Tasseled Cap [4] e Análise de Componentes Principais (ACP).

A similitude entre os índices foi calculada com base numa ACP. Aquele que apresentou maior correlação foi utilizado para avaliar nos três períodos a presença e ausência de vegetação. Com base na informação do Corine Landcover para o ano de 2006 [3] foi analisada evolução da vegetação no cenário pós incêndio.

2. RESULTADOS

Foram realizadas ACP para os índices de abril de 2012 (Tabela 1), dezembro 2012 (Tabela 2) e março 2013 (Tabela 3).

Tabela I. PCA abril 2012


222

Na análise dos índices de vegetação para Abril 2012, o índice Greeness do Tasseled Cap é

o que melhor se correlaciona com os restantes índices (análise da matriz de correlação). Na matriz do loading verifica-se que o Greeness (0.987381) é o que contribui com mais informação na componente 1 e o cmp4 da ACP (-0.977385) na componente 2. Estes índices mostram grandes diferenças entre si, apresentando uma correlação de 0.119123.

O 2º melhor contributo na componente 1 é o índice PVI3 (0.982538). Este índice apresenta uma correlação alta (0.964265) com o Greeness e por isso não traz informação nova.

Tabela 2. PCA dezembro 2012

Também para o mês Dezembro de 2012 o Greeness apresenta uma maior similitude com

os restantes índices. Na matriz do loading o Ratio (0.989945) é o que contribui com mais informação na componente 1 e o PVI (0.431551) na componente 2. O 2º melhor contributo na componente 1 é o Greeness (0.985841). Confirma-se pela matriz de correlação que Greeness e o Ratio apresentam o mesmo tipo de informação (0.977493).

Tabela 3. PCA março 2013

Tal como nos meses anteriores, o Greeness apresenta uma maior correlação com os

restantes índices. Este índice é o que mais contribui para a componente 1 (0.967869). O PVI3 é que mais contribui na componente 2 (-0.856634). O 2º melhor contributo para a componente 2 é o WDVI (0.947456), o qual é bastante semelhante ao Greeness (correlação de 0.9899646).

Avaliando os três períodos conclui-se que o índice mais indicado para comparar a evolução da vegetação é o índice Greeness da Tasseled Cap. A Figura 2 e o Gráfico 1 mostram essa evolução nos períodos de abril de 2012, dezembro de 2012 e março de 2013.


223

Figura 2. Presença de vegetação em abril de 2012, dezembro de 2012 e março de 2013.

abril 2012 dezembro 2012 março 2013

0 – Área adjacente; 1 – Vegetação; 2 – Áreas sem vegetação

Gráfico 1. Evolução da vegetação abril, dezembro de 2012 e março de 2013.

Da análise do gráfico 1 constata-se que passados 5 meses após o incêndio (dezembro),

cerca de metade da vegetação não tinha regenerado. Contudo no mês de março verifica-se uma boa recuperação da vegetação, 4487.22 ha.

Após a comprovação da existência de uma evolução positiva da vegetação, no cenário pós incêndio, estamos em condições de realizar a análise de quais os usos que apresentam uma evolução mais positiva, no que toca á recuperação da vegetação.

Numa primeira análise estabeleceu-se a comparação entre os locais com vegetação com os usos de solo determinada no Corine Landcover (Figura 3).


224

dezembro 2012 março 2013

Figura 3. Vegetação presente por uso de solo, dezembro 2012 e março 2013, respetivamente.

Desta análise é possível averiguar que para o período em análise (dez-mar) a classe de uso que apresenta melhor evolução por parte da vegetação é a esclerofila, também cognominada de vegetação mediterrânica (Gráfico 2 e Gráfico 3).

Gráfico 2. Relação vegetação por uso do solo

Gráfico 3. Variação da vegetação entre dezembro e março por uso de solo

0 sem vegetação 6 florestas de folhosas 1 pomares 7 florestas de resinosas

2 culturas temporárias e ou pastagens associadas a culturas permanentes 8 florestas mistas

3 sistemas culturais e parcelares complexos 9 vegetações esclerófila 4 agricultura em espaços naturais 10 florestas abertas, cortes e novas plantações


225

A regeneração da vegetação esclerofila era espectável, dada que se trata de uma espécie que consegue sobreviver com baixo índice de nutrientes e água no solo, sendo mesmo consideradas plantas adaptadas ao fogo (Gráfico3). Este tipo de vegetação apresenta uma taxa de regeneração/germinação elevada (5 a 10 anos para a cobertura total) em cenário pós incêndio [2].

Considerando a separação entre os sistemas antropogénicos e os naturais, verifica-se uma acentuada evolução nas áreas naturais, porque se trata de uma vegetação adaptada ao clima e ao solo e por isso com uma melhor resposta ao stress causado pelo cenário pós incêndio. (Gráfico 4)

Gráfico 4. Evolução da vegetação por sistemas 3. DISCUSSÃO DE RESULTADOS

Neste estudo a escolha do índice Greeness deveu-se ao facto de este ter apresentado uma

maior correlação com os outros índices. Contudo, os índices de vegetação calculados deveriam ter sido validados através de um levantamento de campo e elegido o que mais se aproximava à paisagem em estudo.

Quanto à análise da evolução da vegetação por uso de solo, esta foi realizada recorrendo à cartografia do Corine Landcover para o ano de 2006. Esta foi elaborada para uma escala nacional, pelo que a sua utilização em estudos com uma área de grande escala, como a que nos propusemos estudar no presente estudo, não será a mais indicada. No entanto a sua utilização dá-nos uma visão aproximada da distribuição da vegetação pelo uso, o que pode ser uma mais-valia para a obtenção de uma visão global de desenvolvimento da mesma. Em última análise, para o melhoramento dos resultados, poderia ser equacionada a elaboração de uma imagem hibrida através da fusão das bandas da imagem landsat com um ortofotomapa com melhor resolução para a qual seriam calculados os índices de vegetação, esperando-se assim uma melhor delimitação das áreas com vegetação das restantes. 4. CONCLUSÃO

No âmbito do presente trabalho foi analisada a evolução da vegetação no cenário pós

incêndio de Tavira – São Brás de Alportel através da elaboração de índices de vegetação. Com este estudo demonstrou-se que houve uma evolução positiva da vegetação na área

ardida, sendo bastante mais evidente para a vegetação em sistema naturais, a vegetação esclerofila ou mediterrânica.

Conclui-se também que os índices de vegetação são uma ferramenta eficiente de análise da presença de vegetação, sendo a sua resposta resultado direto da qualidade das imagens de satélite.

5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS [1] Cancela d’ Abreu, A. Contributos para a Identificação e Caracterização da Paisagem

Continental Vol. I a V. [s.ed.]. Lisboa: Direcção Geral do Ordenamento do Território e Desenvolvimento Urbano, 2002;


226

[2] Centro Ecologia e Biologia - FCUL , O Fogo e a Vegetação Mediterrânica. IGP, ano 2010, disponível: http://cebv.fc.ul.pt/cienciaonline/ficheiros/O%20Fogo%20e%20a%20vegetacao%20mediterranica.pdf

[3] CORINE-CLC. Cartografia CORINE Land Cover 2006 para Portugal Continental. Instituto Geográfico do exército. Grupo de Detecção Remota. Lisboa. 2006.

[4] KAUTH R.J., THOMAS G.S., The tasseled Cap -- A Graphic Description of the Spectral-Temporal Development of Agricultural Crops as Seen by Landsat. Proceedings of the Symposium on Machine Processing of Remotely Sensed Data, Purdue University of West Lafayette, Indiana, 1976, pp. 4B-41 to 4B-51.

[5] QI, J., CHEHBOUNI, A., HUETE, A.R., KERR, Y.H., SOROOSHIAN, S., A modified soil adjusted vegetation index. Remote Sens. Environ, 1994. 48, Pp.119–126.

[6] RICHARDSON A.J, WIEGAND CL.. Distinguishing vegetation from soil background information. Photogrammetric Engineering and Remote Sensing, volume 1. 1977, nº.43. Pp.1541-1552.

[7] ROUSE ,J.W., HASS, R.H., SCHELL, J.A., DEERING D.W., Monitoring the vernal advancement and retrogradation (Greenwave effect) of nature vegetation. NASA/GSFCT Type III Final Report. Greenbelt. MD. 1974.


227

PROPRIEDADES FÍSICAS E QUÍMICAS DO SOLO EM ÁREAS DE MONTANHA SOB COBERTO DE MATOS: EFEITO DO FOGO

Micaela Leite Centro de Investigação de Montanha (CIMO), Instituto Politécnico de Bragança/ESAB

Felícia Fonseca

Centro de Investigação de Montanha (CIMO), Instituto Politécnico de Bragança/ESAB [email protected]

Tomás Figueiredo

Centro de Investigação de Montanha (CIMO), Instituto Politécnico de Bragança/ESAB

RESUMO Os fogos de origem antropogénica em áreas de matos com a finalidade de obter melhores pastagens para os animais, é uma prática relativamente comum no Norte de Portugal. Durante o fogo, o coberto vegetal e os horizontes orgânicos do solo são total ou parcialmente consumidos e os horizontes minerais são aquecidos, o que pode conduzir a modificações das propriedades físicas, químicas e biológicas do solo. A fim de avaliar o efeito deste tipo de incêndios em propriedades físicas e químicas do solo, duas regiões distintas foram selecionados para amostragem: Edroso, Concelho de Vinhais, Trás-os-Montes e Alto Douro; Revelhe, Concelho de Fafe, Entre Douro e Minho. A amostragem realizou-se em áreas contíguas queimadas e não queimadas, com vegetação arbustiva semelhante, predominando Cytisus multiflorus e Ulex europeus. Em cada área de amostragem (Edroso e Revelhe) foram selecionados 16 locais onde se colheram amostras (8 na zona queimada e 8 na zona não queimada), 6 meses após a ocorrência do fogo. As amostras de vegetação arbustiva e herbácea bem como de horizonte orgânico foram colhidas numa área de 0,49 m2 por local e as amostras de solo nas profundidades 0-5, 5-10, 10-15, 15-20 e 20-30 cm. Os resultados mostram que o teor de elementos grosseiros, a porosidade e a permeabilidade diminuem após fogo e a densidade aparente sofre um ligeiro aumento nas zonas queimadas. No que respeita às propriedades químicas, o teor de matéria orgânica, o alumínio de troca e a capacidade de troca catiónica efetiva registaram aumentos após fogo, verificando-se o contrário com o fósforo, as bases de troca e a condutividade elétrica. O potássio, o azoto total e a acidez de troca têm comportamento diferente nas duas áreas de amostragem. As propriedades físicas e químicas do solo sofreram alterações após fogo, por comparação das zonas queimadas e não queimadas, sendo o tipo de vegetação que cobre os solos, relevante neste contexto.

Palavras-chave: Vegetação arbustiva, fogo, propriedades do solo, Norte de Portugal

PHYSICAL AND CHEMICAL SOIL PROPERTIES IN SHRUB COMMUNITIES: EFFECTS OF FIRE

ABSTRACT

Anthropogenic fire in shrublands for obtain better pastures for cattle, is relatively common practice in North Portugal. During burning, plant cover and litter layers are consumed, and the mineral soil is heated, resulting in changes to physical, chemical,


228

mineralogical, and biological soil properties. In order to evaluate the effect of this kind of fires on some physical and chemical soil properties, two distinct regions were selected for sampling: Edroso, Municipally of Vinhais, Trás-os-Montes and Alto Douro; Revelhe, Municipally of Fafe, Entre Douro e Minho. Sampling was carried out in contiguous areas burned and unburned, with shrub vegetation, predominantly Cytisus multiflorus and Ulex europeus. In each sampling area (Edroso and Revelhe) were selected 16 locations where collected samples (8 in the burned area and 8 in unburned area), six months after the fire occurrence. Disturbed soil samples were collected at depths 0-5, 5-10, 10-15, 15-20 and 20-30cm, for assess organic matter, nutrients concentration, soil pH and soil texture. Bulk density and permeability were determined in undisturbed samples, collected in 100 cm3 cylinders (bulk density in the same depths above referred and permeability only in layer 0-5 cm). When compared burned with unburned areas the results show that: (content of coarse elements, porosity and permeability decrease and bulk density increases slightly. Regarding chemical properties, organic matter content, aluminum exchange and cation exchange capacity recorded increases, checking the opposite with phosphorus, exchange basis and electrical conductivity. The potassium, total nitrogen and acid cation exchange have different behavior in the two sampling areas. The physical and chemical soil properties have been altered after fire, by comparison of burned and unburned areas, and the type of vegetation which covers the soil is relevant in this context.

Keywords: Fire, Shrubs areas, Soil properties

INTRODUÇÃO

O fogo constitui o fator responsável pela destruição do coberto vegetal e como tal agente

potencial direto de degradação da terra e desertificação na Região Mediterrânea (Coelho, 2001). Ao longo do tempo, mas sobretudo nos últimos anos, a problemática dos fogos tem estado no centro das atenções, não somente pelo elevado número de ocorrências, mas também pela sua intensidade e severidade (Fernandes, 2009). Os incêndios em áreas de matos e florestas são comuns durante os verões quentes e secos da Península Ibérica (Cerdà et al., 2005), existindo desde épocas anteriores à ocupação humana, constituindo parte integrante dos ecossistemas mediterrâneos.

A severidade do fogo é determinante na alteração de propriedades físicas, químicas e biológicas do solo, pois modifica a temperatura dos horizontes minerais do mesmo (Fernandes, 2009). O grau de aquecimento do solo durante o fogo é variável e depende do tipo de combustível (vegetação herbácea, arbustos e árvores), da intensidade do fogo, da natureza da camada orgânica (espessura e conteúdo de humidade), e das propriedades do solo (matéria orgânica, teor de humidade, textura) (Batista et al., 2000). A época de incêndios é normalmente seguida das chuvas torrenciais do Outono, o que intensifica os processos de erosão e aumenta o risco de desertificação (Campo et al., 2006). Os fogos em áreas de matos destroem a vegetação, deixando as rochas e o solo expostos diretamente à ação dos agentes erosivos, intensificando os processos de meteorização das rochas e movimentação dos solos (Lourenço, 1994). Por vezes, as áreas ardidas ainda em recuperação são afetadas por novos incêndios, favorecendo claramente uma progressiva degradação dos ecossistemas, com modificações das condições estruturais e hidrológicas do solo (Campo et al., 2006).

Após fogo, normalmente a concentração de nutrientes em formas mais disponíveis para as plantas e microrganismos aumenta, devido à destruição das formas orgânicas e a sua transformação em formas mais biodisponíveis. Pode também ocorrer a incorporação de nutrientes no solo, provenientes da morte de plantas e da biomassa microbiana. No entanto, por vezes a quantidade de nutrientes diminui, em consequência de perdas por mineralização, imobilização, lixiviação ou arrastamento superficial (Fernandes, 2009). Também, após fogo, a resistência do solo, a condutividade hidráulica e a taxa de infiltração tendem a diminuir nas primeiras camadas de solo. No entanto, a superfície dos solos respondem de diferentes formas à passagem do fogo


229

(Are et al., 2009). As propriedades hidrofóbicas da superfície do solo estão relacionadas com a severidade do fogo (Chafer, 2008).

O presente trabalho tem como objetivo caracterizar propriedades do solo e avaliar o impacto do fogo sobre propriedades e processos relevantes para a proteção dos recursos solo e água, em áreas de matos. Para tal, foram estudadas propriedades físicas e químicas do solo e da vegetação, sendo dada especial relevância às primeiras.

1. MATERIAL E MÉTODOS

As áreas de estudo localizam-se em duas regiões distintas (Figura 1). A primeira, Edroso,

situa-se no Parque Natural de Montesinho (PNM), Concelho de Vinhais (41º 54’ N, 7º 09’ W), acima dos 900 m de altitude, com predominância de Leptossolos dístricos derivados de xisto. A segunda, Revelhe, localiza-se na região Entre Douro e Minho, Concelho de Fafe (41º N, 8º 9’ W), a 700 m de altitude. Predominam os Regossolos dístricos derivados de granito. A temperatura média anual é de 12,3ºC (Edroso) e de 14,4ºC (Revelhe). A precipitação média anual é de 758,3 e de 1465,7 mm, respetivamente para Edroso e Revelhe, com uma distribuição sazonal tipicamente mediterrânea (INMG, 1991; INMG, 2011)

Figura 1. Localização das áreas de amostragem, Revelhe e Edroso

Nas duas áreas de amostragem estudaram-se propriedades físicas e químicas do solo e a

vegetação. A amostragem realizou-se em zonas vizinhas queimadas e não queimadas, com vegetação arbustiva idêntica, principalmente constituída por Cytisus multiflorus e Ulex Europeus. Em cada área de amostragem (Edroso e Revelhe) foram selecionados 16 locais (8 na zona queimada e 8 na zona não queimada), onde se colheram amostras 6 meses após a ocorrência do fogo. As amostras de vegetação arbustiva e herbácea bem como de horizonte orgânico foram colhidas numa área de 0,49 m2 por local e as amostras de solo nas profundidades 0-5, 5-10, 10-15, 15-20 e 20-30 cm (Figura 2). Também nestas profundidades foram colhidas amostras não perturbadas para avaliação da densidade aparente e da permeabilidade do solo. Para o último parâmetro referido apenas foram colhidas amostras na camada 0-5 cm. As amostras foram transportadas para o laboratório onde foram processadas e analisadas. O tratamento estatístico dos dados baseou-se em análises de variância e testes de comparação múltipla de médias (Tukey, 5%) para as variáveis em análise.


230

Figura 2. Recolha de amostras de vegetação arbustiva e de solo

2. RESULTADOS E DISCUSSÃO

No quadro 1 pode-se observar algumas características da vegetação arbustiva (tojo e

giesta), vegetação herbácea (VH) e horizonte orgânico (HO), para as duas áreas de amostragem (Edroso e Revelhe). A composição da vegetação, bem como do horizonte orgânico influência a quantidade de nutrientes que poderão ser devolvidos ao solo sob a forma de cinzas, no caso de ocorrência de incêndios. As concentrações em elementos químicos na vegetação arbustiva, de um modo geral, é bastante similar em ambas as áreas de amostragem com exceção do potássio (K) e magnésio (Mg), que tendem a duplicar os valores em Revelhe. Também o azoto (N) apresenta valores significativamente mais elevados em Revelhe que se refletem na relação C/N e consequentemente na velocidade de decomposição dos resíduos orgânicos. No que respeita aos valores no horizonte orgânico (HO), na grande maioria das vezes, são significativamente superiores em Revelhe.

Quadro 1. Composição da vegetação arbustiva (tojo e giesta), herbácea (VH) e horizonte orgânico (HO) nas duas áreas de amostragem, Edroso e Revelhe. Para cada variável e tipo de vegetação,

médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05) Parâmetros Edroso Revelhe

(%) Tojo Giesta VH HO Tojo Giesta HO

Ca 0,14a 0,14a 0,21 0,23a 0,12a 0,12a 0,36b

Mg 0,06a 0,09a 0,12 0,09a 0,13b 0,13b 0,25b

K 0,36a 0,39a 0,91 0,43b 0,62b 0,72b 0,22a

P 0,01a 0,02a 0,03 0,02a 0,02a 0,02a 0,01a

N 1,16a 1,96a 1,85 1,54b 1,52b 1,87a 0,97a

C 98,2a 97,8a 86,8 83,7b 96,8a 96,9a 57,7a

C/N 85,2a 50,4a 47,1 54,6a 65,8b 52,4a 59,3a

A matéria orgânica do solo (Figura 3), de um modo geral, aumenta após fogo em Revelhe e também nos primeiros 15 cm em Edroso. Nas observações de campo foi visível a presença de grandes quantidades de vegetação carbonizada depositada na superfície do solo. Após a ocorrência de fogos de intensidade baixa / moderada, frequentemente observa-se um aumento do teor de matéria orgânica no solo, devido a uma considerável inclusão de resíduos vegetais carbonizados (González-Pérez et al., 2004) e à presença de cinzas residuais (Pardini et al., 2004). O azoto total mostra um comportamento bastante heterogéneo entre áreas de amostragem (Figura 3). Embora, o fogo habitualmente contribua para perdas de azoto por volatilização (Wienhold and Klemmedson, 1992), os aumentos observados para este elemento podem estar associados à entrada frequente de espécies fixadoras de azoto nas áreas queimadas (Johnson and Curtis, 2001), bem como aos aumentos registados para os teores de matéria orgânica.


231

a

a

a

a

a

a

a

a

a

b

0 2 4 6 8 10 12

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Matéria orgânica (%), Revelhe

Prof

undi

dade

(cm

)

zona queimada Zona não queimada

a

a

a

b

b

a

a

a

a

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0 2 4 6 8 10 12

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Matéria orgânica (%), EdrosoPr

ofun

dida

de (c

m)


a

a

a

a

a

a

a

a

a

b

0 0,1 0,2 0,3 0,4

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Azoto total (%), Revelhe

Prof

undi

dade

(cm

)


a

a

a

b

b

a

a

a

a

a

0 0,1 0,2 0,3 0,4

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Azoto total (%), Edroso

Prof

undi

dade

(cm

)


Figura 3. Matéria orgânica e azoto total no solo antes e após fogo. Para cada variável,

profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05)

O fósforo extraível decresce após fogo, com exceção da primeira camada (0-5 cm) em

Revelhe, enquanto o potássio tende a apresentar valores idênticos antes e após fogo (Figura 4) Apesar do fogo contribuir para a redução da solubilidade do fósforo (Rashid, 1987), este e outros nutrientes ficam geralmente depositados nas cinzas na superfície do solo, sendo suscetíveis de sofrer perdas por erosão e lixiviação (Wienhold and Klemmedson, 1992). As baixas perdas de potássio após fogo podem ser justificadas pelas temperaturas atingidas pelo solo (baixa / moderada intensidade do fogo). O potássio, normalmente volatiliza perto dos 760ºC, temperaturas estas bastante difíceis de serem atingidas (Alauzis et al., 2004).

As bases de troca (Ca, Mg, K, Na) tendem a diminuir em ambas as áreas de amostragem após fogo, registando comportamento inverso o alumínio de troca (Quadro 2). As bases de troca volatizam a temperaturas muito elevadas (740 – 12400ºC) e, consequentemente permanecem no local sob a forma de cinza, ou então são arrastadas para fora do sistema por ação do vento, lixiviação e erosão hídrica (Alauzis et al., 2004).As variações destes elementos refletem-se nos valores de pH do solo, mostrando um aumento da acidez após fogo (Figura 5). Vários autores reportam resultados similares (Rashid, 1987; Franco-Vizcaíno and Sosa-Ramirez, 1997).

Como referido anteriormente, o teor de matéria orgânica tende a aumentar após fogo, seguindo tendência idêntica os teores de argila (Quadro 5), conduzindo a ligeiros aumentos da capacidade de troca catiónica efetiva (CTCe) e da acidez de troca (AT) (Quadro 3).


232

a

a

a

a

a

a

a

a

a

a

0 50 100 150 200 250

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Potássio extraível (mg kg-1), Edroso

Prof

undi

dade

(cm

)

zona queimada zona não queimada

a

a

a

a

a

a

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a

a

a

0 50 100 150 200 250

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Potássio extraível (mg kg-1), Revelhe

Prof

undi

dade

(cm

)


a

a

b

b

b

a

a

a

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a

0 20 40 60 80

0 - 5

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20-30

Fósforo extraível (mg kg-1), Revelhe


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a

a

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a

a

a

a

a

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0 20 40 60 80

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10-15

15-20

20-30

Fósforo extraível (mg kg-1), EdrosoPr

ofun

dida

de (c

m)


Figura 4. Fósforo e potássio extraíveis antes e após fogo. Para cada variável, profundidade e área

de amostragem médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05)

Quadro 2. Bases (Ca, Mg, K, Na) e alumínio (Al) de troca do solo antes e após fogo. Para cada variável, profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma letra não são

significativamente diferentes (p<0,05)

Prof Edroso Revelhe (cm) Ca Mg K Na Al Ca Mg K Na Al

(cmol(+) kg-1) (cmol(+) kg-1)

Zona queimada 0-5 1,81a 0,92a 0,55a 0,64a 2,30ª 1,41a 0,51a 0,27a 0,23a 2,24ª

5-10 1,30a 0,74a 0,45a 0,61a 2,10ª 1,31a 0,52a 0,31a 0,28a 2,50b 10-15 1,20a 0,74a 0,43a 0,59a 1,90ª 1,25a 0,50a 0,31a 0,30a 2,93b 15-20 1,29a 0,74a 0,39a 0,61a 1,80ª 1,28a 0,74a 0,29a 0,28a 2,78b 20-30 1,20a 0,75a 0,30a 0,63b 1,79ª 1,30a 0,46a 0,28a 0,29b 2,71b

Zona não queimada 0-5 2,21a 1,05a 0,56b 0,75a 1,75ª 2,18a 0,72a 0,56b 0,41a 2,16ª

5-10 1,34a 0,79a 0,30b 0,69a 1,81ª 2,10a 0,65a 0,48b 0,44a 1,76ª 10-15 1,29a 0,76a 0,23b 0,69a 1,80ª 1,73a 0,58a 0,45b 0,38a 1,91ª 15-20 1,16a 0,68a 0,19b 0,69a 1,66a 1,88a 0,68a 0,41b 0,39a 1,66ª 20-30 1,24a 0,76a 0,17a 0,71a 1,70ª 2,04a 0,62a 0,17b 0,38a 1,44ª


233

a

b

b

b

b

a

a

a

a

a

0 1 2 3 4 5 6

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

pH (H2O), Revelhe

Prof

undi

dade

(cm

)


b

a

a

a

a

a

a

a

a

a

0 1 2 3 4 5 6

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

pH (H2O), Edroso

Prof

undi

dade

(cm

)


Figura 5. Valores de pH do solo antes e após fogo. Para a mesma profundidade e área de

amostragem, médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05)

Quadro 3. Capacidade de troca catiónica efetiva (CTCe) e acidez de troca (AT) do solo antes e após fogo. Para cada variável, profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma

letra não são significativamente diferentes (p<0,05) Profundidade Edroso Revelhe

(cm) CTCe AT CTCe AT (cmol(+) kg-1) (cmol(+) kg-1) Zona queimada

0-5 8,92a 2,70ª 7,60b 2,95ª 5-10 7,90a 2,70ª 7,80a 2,88b

10-15 7,19a 2,38ª 8,82b 3,54b 15-20 7,21a 2,29ª 8,63b 3,49b 20-30 7,36a 2,45ª 8,02b 2,98b

Zona não queimada 0-5 8,62a 2,38ª 7,45a 2,41ª 5-10 7,66a 2,78ª 7,44a 2,00a

10-15 7,13a 2,57ª 7,36a 2,31ª 15-20 7,13a 2,65ª 6,77a 1,85ª 20-30 6,90a 2,43ª 6,58a 1,70ª

A condutividade elétrica é significativamente afetada pelo fogo em Edroso, apresentando

frequentemente valores mais baixos na zona queimada em ambas as áreas de amostragem. Alauzis et al. (2004) verificaram um incremento da condutividade elétrica do solo após a passagem do fogo, mas Lambao et al. (s/d) referem que este incremento é temporário, conduzindo num período curto de tempo a que as áreas queimadas apresentem menor condutividade elétrica que as áreas não queimadas.

a

a

a

a

a

a

a

a

a

a

0 20 40 60 80 100 120

0 - 5

5-10

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15-20

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Condutividade elétrica (µS), Revelhe

Prof

undi

dade

s (cm

)


b

b

a

b

b

a

a

a

a

a

0 20 40 60 80 100 120

0 - 5

5-10

10-15

15-20

20-30

Condutividade elétrica (µS), Edroso

Prof

undi

dade

(cm

)


Figura 6. Condutividade elétrica do solo antes e após fogo. Para a mesma profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05)


234

Após fogo observa-se um aumento da densidade aparente (Dap), relacionado com o

decréscimo da porosidade (Pt) e da permeabilidade (Quadro 4). Resultados similares foram obtidos por Hubbert et al. (2006). A redução destes parâmetros (porosidade e permeabilidade) deve-se à deposição de cinzas na superfície do solo, com a consequente obstrução dos poros. Frequentemente, a condutividades hidráulica diminui significativamente nas primeiras camadas de solo, apesar da superfície do solo responder de diversas formas à passagem do fogo (Are et al., 2009). Como os processos de meteorização de rochas e minerais tendem a ser acelerados pelo efeito do aumento da temperatura e da exposição direta à ação dos agentes erosivos, o teor de elementos grosseiros tende a ser mais baixo no solo em áreas queimadas (Quadro 4) (Chafer, 2008).

Quadro 4. Elementos grosseiros (El gros), densidade aparente (Dap), porosidade total (Pt) e

permeabilidade do solo antes e após fogo. Para cada variável, profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma letra não são significativamente diferentes (p<0,05)

Prof Edroso Revelhe (cm) El gros Dap Pt Permeabilidade El gros Dap Pt Permeabilidade

(%) (g cm-3) (%) (cm h-1) (%) (g cm-3) (%) (cm h-1) Zona queimada

0-5 37,5ª 1,30ª 51,1ª 47,12ª 25,3ª 1,29ª 64,2ª 12,2ª 5-10 33,6ª 1,30ª 50,8ª 28,2ª 1,30ª 63,8ª

10-15 36,2ª 1,41ª 46,8ª 24,4ª 1,41ª 64,2ª 15-20 36,9b 1,35ª 49,0a 23,7ª 1,35ª 61,4ª 20-30 30,1b 1,42ª 46,6ª 24,0a 1,42ª 55,0a

Zona não queimada 0-5 38,1ª 1,17ª 55,8ª 51,68ª 28,0a 1,17ª 66,3ª 172,3b

5-10 39,1ª 1,21ª 54,3ª 31,9ª 1,21ª 65,8ª 10-15 44,1ª 1,29ª 51,2ª 32,4ª 1,28ª 63,8ª 15-20 48,0a 1,27ª 52,2ª 36,6b 1,26ª 66,2ª 20-30 42,7ª 1,35ª 49,1ª 43,2b 1,35ª 62,3ª

Quadro 5. Distribuição das partículas minerais do solo por classe de tamanho antes e após fogo. Para cada variável, profundidade e área de amostragem, médias seguidas da mesma letra não

são significativamente diferentes (p<0,05) Profundidade Edroso Revelhe

(cm) Areia Limo Argila Areia Limo Argila (%) (%) Zona queimada

0-5 44,0a 34,8b 21,2ª 68,4ª 15,8ª 15,7ª 5-20 44,7ª 34,5ª 20,8b 66,8b 16,3ª 16,9b

20-30 40,6ª 39,2b 20,2ª 64,2b 16,3ª 20,7ª Zona não queimada

0-5 48,8b 30,5ª 20,7ª 71,5ª 12,4ª 16,0a 5-20 45,4ª 31,9ª 22,7ª 75,4ª 13,0a 11,6ª

20-30 47,5b 30,7ª 21,9ª 74,9ª 12,0b 13,0a

As condições climáticas registadas após fogo nas duas áreas de amostragem (com elevadas quantidades de precipitação, conduzindo eventualmente a taxas elevadas de lixiviação e erosão do solo) e a baixa severidade do fogo (indicada pela presença de materiais incompletamente queimados), podem explicar parcialmente as modificações observadas nas propriedades do solo após a passagem do fogo. 3. CONCLUSÕES

Este estudo teve como principal objetivo contribuir para um melhor conhecimento do

impacto do fogo em solos cobertos por matos, uma vez que a disponibilidade de informação para este tipo de sistemas ainda é muito escassa. Os resultados foram analisados por comparação de zonas queimadas e zonas não queimadas. A vegetação e o horizonte orgânico do solo presente


235

nas duas áreas de amostragem, Edroso e Revelhe, têm um efeito importante no controlo da erosão e nas relações solo-planta. Por seu lado, a avaliação dos parâmetros físicos e químicos do solo permite estimar o efeito do fogo no solo.

Relativamente às propriedades físicas do solo verificou-se que a percentagem de elementos grosseiros, porosidade e permeabilidade diminuíram após fogo, enquanto a densidade aparente sofreu um ligeiro aumento. No que respeita às propriedades químicas do solo, o teor de matéria orgânica, alumínio de troca e capacidade de troca catiónica efetiva sofreram um aumento após fogo. Em contrapartida, o fósforo, as bases de troca e a condutividade elétrica diminuíram. Por sua vez, o potássio, o azoto total e a acidez de troca assumem comportamento diferente nas duas áreas de amostragem.

As propriedades físicas e químicas do solo sofreram alterações após fogo, sendo o tipo de vegetação que cobre os solos, relevante neste contexto. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ALAUZIS, M.V., MAZZARINO, M.J., RAFFAELE, E., ROSELLI, L., 2004. Wildfires in NW

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237

EROSÃO DOS SOLOS E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO ANTERIORES AOS GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS, NA ÁREA CONFINANTE DAS BACIAS

HIDROGRÁFICAS DOS RIOS LIS, ARUNCA E PRANTO

Sofia Fernandes NICIF – Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais

[email protected]

Sofia Bernardino NICIF – Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais

[email protected]

Luciano Lourenço Departamento de Geografia


RESUMO No século XX, os ex-Serviços Florestais levaram a cabo notáveis trabalhos de defesa e conservação do solo nas bacias dos rios Lis, Arunca e Pranto para atenuar a erosão hídrica. Hoje encontramos áreas estabilizadas, porém, a incidência dos incêndios florestais poderá constituir um fator de retorno da erosão.

Palavras-chave: erosão hídrica, correção torrencial, grandes incêndios florestais,

bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto.

SOIL EROSION AND RECOVERY MEASURES PRIOR TO THE LARGE FOREST FIRES IN THE AREA BORDERING THE HYDROGRAPHIC BASINS OF THE

RIVERS LIS, ARUNCA AND PRANTO

ABSTRACT In the twentieth century, the old forestry services led the cable notable works of defense and soil conservation in hydrographic basins of the rivers Lis, Arunca and Pranto to mitigate water erosion. Today we find areas stabilized, but the incidence of forest fires can constitute a factor of return of erosion.

Keywords: erosion, torrential correction, large forest fire, hydrographic basins of the

rivers Lis, Arunca and Pranto


238

INTRODUÇÃO

Após passada mais uma época crítica de incêndios florestais, às quais já nos habituamos a

assistir, todos os anos, entre julho e setembro, Portugal, ao contrário de outros países do Sul da Europa, é, comparativamente, aquele que mais tem sofrido com os incêndios florestais que consomem, ano após ano, milhares de hectares de floresta, provocando graves desequilíbrios nos nossos ecossistemas florestais. De um vasto leque de problemas imediatos e subsequentes aos incêndios, um dos mais preocupantes tem sido a destruição da vegetação pelo fogo, porque a sua ausência permite que o solo fique sem qualquer tipo de proteção face aos agentes morfogenéticos, o que, nas primeiras chuvas subsequentes ao período estival, ou seja, no Outono/Inverno, facilita o desencadear de processos erosivos nos solos, repercutindo-se na degradação da qualidade dos solos e da água que influencia a produtividade desses ecossistemas, bem como na obstrução dos canais fluviais que dificulta o escoamento das águas em tempo de cheias, e facilita as inundações, conduzindo ao assorear dos campos a jusante (LOURENÇO,1990).

Contudo, a preocupação em torno da defesa e conservação dos solos no nosso país, não é recente, pois desde há vários anos que, os processos erosivos atuais têm sido objeto de estudo por parte de muitos geógrafos, agrónomos e engenheiros civis que têm procurado solucionar situações concretas, se bem que, muitos dos seus trabalhos desenvolvidos no âmbito do controlo da erosão e proteção dos solos não têm tido nem o tratamento nem a respetiva divulgação que lhes seria merecida. (REBELO, 1981).

Ora, com este estudo pretende-se, por um lado, divulgar trabalhos desenvolvidos bem como técnicas utilizadas em Portugal, pelos ex-Serviços Florestais, durante o início do século XX, para controlar a intensa erosão que se verificava em várias linhas de água, com regime torrencial, pertencentes às bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto que, por esse motivo, foram sujeitas à correção torrencial e ao regime florestal. Por outro lado, visa descrever o estado atual das obras de controlo de erosão então realizadas e identificar, in situ, os benefícios resultantes da sua construção, bem como verificar se cumpriram a função para que foram projetadas. Além disso, procurar-se-á mostrar que a sua continuidade no tempo é uma mais-valia para evitar o avanço da erosão numa situação de pós-incêndio naquelas áreas.

As bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto (fig. 1), estas duas últimas pertencentes ao rio Mondego, desenvolvem-se na região Centro de Portugal, estando inseridas do ponto vista geológico na Orla Mesocenozóica Ocidental, cuja litologia é propícia à atividade erosiva, pois nelas dominam terrenos sedimentares, que quando se encontram desprotegidos por vegetação e se situam em colinas com acentuado declive, sofrem uma intensa erosão como aconteceu em alguns dos seus cursos de água (ANDRADA, 1982). É nas áreas de cabeceiras das linhas de água que o relevo assume maior movimentação, dominando encostas ligeiramente declivosas que se encontram ocupadas por floresta e culturas permanentes (vinha).

A metodologia utilizada desenvolveu-se em quatro fases, a primeira consistiu numa pesquisa e consulta de bibliografia relativa ao tema, que assentou nos projetos de correção torrencial realizados entre 1940 e 1977 na área de estudo, arquivados na antiga Administração dos Serviços Florestais de Leiria, bem como registos fotográficos e cartografia da localização das obras projetadas no âmbito da correção torrencial. A segunda fase incidiu na criação de uma base de dados (em formato Excel) onde se foram incorporando, de forma suscita, as informações sobre as obras projetadas. Depois, procedeu-se à representação espacial das linhas de água intervencionadas, com recurso aos Sistemas de Informação Geográfica, em ArcGis 10, o que nos possibilitou obter uma outra dimensão, de caracter mais amplo, das ribeiras que mais foram afetadas pela erosão e que tiveram de ser submetidas à correção torrencial e ao regime florestal.

Posteriormente realizou-se trabalho de campo para avaliação do estado das obras e se houve influência destas na estabilização do processo erosivo, bem como à análise da gestão das áreas que foram sujeitas ao regime florestal, e à perceção do risco de incêndio florestal.


239

Figura 1. Esboço de localização das bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto. Fonte dos dados: Agência Portuguesa do Ambiente, Instituto Geográfico Português e Instituo da Conservação da

Natureza e das Florestas. 1. EROSÃO HÍDRICA DOS SOLOS NA ÁREA CONFINANTE DAS BACIAS HIDROGRÁFICAS

DOS RIOS LIS, ARUNCA E PRANTO E IMPACTES ASSOCIADOS. 1.1. Processo erosivo: fatores desencadeantes e condicionantes

Como afirma M. GALLO (1942a), “a morfologia terrestre sofre constantes modificações, mercê de várias causas, de entre as quais uma das mais importantes é, sem dúvida, a acção da água corrente, consequência das chuvas”, que, em função dos seus parâmetros (duração, quantidade, intensidade e frequência) pode contribuir para uma maior ou menor ação erosiva (Quadro 1). Todavia, não se pode esquecer que todo o processo, como considera ÁLVARES e PIMENTA (1998), “resulta de combinações de factores que são dependentes e interligados entre si”, de entre os quais se destacam as características físicas do local (topográficas, climáticas, fitogeográficas, geológicas…). Também, as intervenções humanas como a prática intensiva da silvicultura e pastorícia ou do transvase dos cursos de água influenciam a atividade erosiva.

Quadro 1. Desenvolvimento da atividade erosiva conforme os diferentes parâmetros

intrínsecos à pluviosidade.

Quantidade de chuva Reduzida Média Elevada

Duração da chuva Curta Média Longa

Frequência

(Intervalo entre chuvas) Grande Médio Pequeno

Intensidade da chuva Baixa Média Alta

Erosão Mínima Média Máxima Adaptado de Sidnei Lopes Ribeiro, citado por José Oliveira, 2006.

Verifica-se que, a atividade erosiva é tanto maior quanto maior for, efetivamente, a

intensidade e a quantidade de chuva que atinge a superfície terrestre, que se acentua em parte pela distribuição irregular da pluviosidade que ocorre ao longo do ano (fig. 2).


240

P mm

Meses

Figura 2. Distribuição das precipitações médias mensais relativas ao período 1932-1961. Fonte dos dados: Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos, período de 1932-1961.

Ora, as precipitações registadas na Primavera são mais prejudiciais do que aquelas que

caem no Outono porque a capacidade de retenção de água no solo é muito menor na Primavera, pois quando se sucede a um período húmido, os solos tendem a estar saturados de humidade, o que não se verifica no Outono porque a este antecede-lhe uma estação seca que dificulta o desencadear da escorrência superficial (GALLO, 1942a), responsável pela evolução das formas de relevo. O processo de escorrência superficial manifesta-se através de um fluxo de água que se desenvolve ao longo da vertente que, segundo P. BIROT (1981) pode ser difuso ou concentrado, ambos com modos de atuação distintos. O primeiro, com um comportamento seletivo, é responsável pelo empobrecimento do solo porque transporte os materiais mais finos, como por exemplo, as argilas e limos, essenciais a fixação da vegetação. Já, o segundo com um escoamento linear propicia o processo de ravinamento nas vertentes, evoluindo para barrancos de grandes dimensões, nas situações em que o solo encontra-se desprotegido, o que afeta ainda a rede hidrográfica porque forma-se desníveis que conduzem ao aprofundamento do talvegue como sucedeu em cursos de água dos rios Lis, Pranto e Arunca.

Na nossa área-amostra, os processos erosivos assumiram proporções surpreendentes (fot. 1) devido às condições físicas do local e às ações humanas. Dentro das primeiras damos conta do domínio de rochas friáveis, que oferecem uma menor resistência ao efeito “splash” e ao escoamento superficial, nos setores montantes das linhas de água, facilitando o remontar de cabeceiras dos cursos de água. Também, a falta de vegetação, resultante da excessiva prática do pastoreio, desigual exploração dos terrenos agrícolas e florestais, e de uma intensa desflorestação por causa do corte intensivo de árvores e dos incêndios florestais, em áreas caracterizadas por acentuados declives, contribui para acentuar o fenómeno da erosão, principalmente nos episódios de chuvas mais violentas. Em 1972, F. FOURNIER, citado por REBELO (1981) considerava a erosão hídrica “como o primeiro dos perigos que ameaçam o solo”.

Fotografia 1. Efeitos erosivos. À esquerda, no ribeiro das Barrocas do Forno, afluente do rio Lis. À

direita, no ribeiro do Vale da Parada, afluente do rio Pranto. Fonte: Arquivo Fotográfico do Instituto da Conservação da Natureza e Florestas.

1.2. Impactes ambientais, económicos e sociais resultantes da erosão hídrica

A contínua ação dos processos erosivos na área confinante das bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto desencadeou vários problemas que se manifestaram a curto e a longo prazo, acarretando com eles elevados prejuízos económicos.


241

Nas áreas de cabeceiras dos cursos de água, ou seja, a montante, as encostas foram sujeitas a uma intensa exploração por parte da população devido a elevada aptidão dos solos para aproveitamento agrícola e florestal (CAMPAR et al., 1989), ora a pressão exercida nas encostas levou a uma acentuada deterioração da qualidade dos solos que os tornou inaptos porque os materiais mais finos, necessários para o desenvolvimento da vegetação foram transportados pelas águas, criando condições para a formação de barrancos (fot. 2a) e, também, para o empobrecimento dos aquíferos devido à fraca ou quase nula infiltração da água das chuvas.

No setor a jusante, os impactes da erosão torrencial atingiram valores incalculáveis, pois os materiais que eram transportados ao longo dos cursos de água foram-se depositando no fundo do leito, à medida que ia diminuindo a força viva, acabando por levar ao assoreamento dos rios principais (fot. 2b), dada a elevada quantidade de materiais finos provenientes dos seus afluentes e subafluentes, o que levou à redução da capacidade de vazão das águas nessas secções, dando origem a um aumento de cheias mais rápidas (fig. 3 e fot. 2c) e a violentas inundações que afetavam aglomerados populacionais (ex. a cidade de Leiria) e submergiam campos agrícolas (fot. 2d), deixando-os estéreis.

De um modo geral, os caudais dos rios apresentam variações de grande amplitude (fig. 3) como resposta à irregularidade da precipitação (interanual e sazonal) (fig. 2), registando-se uma concentração de caudais de cheia nos meses de Dezembro e Fevereiro que se manifestam por inundações rápidas, resultantes da precipitação intensa registada num curto espaço de tempo.

Fig.3 – Evolução dos caudais médios diários em m3/s. Ano hidrológico 1981-198213. Fonte dos dados: Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos, período 1981-1982.

Aliás, nos cursos de água assoreados, a frequência e a dimensão das cheias rápidas são,

habitualmente, mais catastróficas pois atingem com mais violência as áreas a jusante (fot. 2c), como aconteceu por diversas vezes na cidade de Leiria.

Ora, foi com base nos elevados prejuízos económicos e impactes ambientais e sociais resultantes da erosão torrencial presente em numerosos cursos de água que surgiram os primeiros trabalhos de defesa e proteção dos solos nosso país, baseados no uso de técnicas de correção torrencial e de planos de povoamento florestal utilizados pelos Serviços de Hidráulica Florestal para mitigação da atividade erosiva nas bacias hidrográficas em estudo.

13 Nos Anuários dos Serviços Hidráulicos, do Ministério das Obras Públicas, consultados para o período dos anos 30 e

60, o registo dos caudais diários médios diários ainda não se efetuavam para os rios Lis, Arunca e Pranto, razão pela qual se recorreu a um outro período de análise, conforme os registos disponibilizados pelo Sistema Nacional de Recursos Hídricos.

m3/s 30/12/1981 62,1 m3/s

16/02/1982 20,5 m3/s 30/12/1981

13,7 m3/s


242

Fotografia 2. Impactes resultantes da erosão torrencial dos cursos de água dos rios Lis e Pranto: a) Barranco no ribeiro do Vale da Panela, afluente do Pranto (Novembro 1959); b) Assoreamento no

ribeiro dos Milagres, afluente do Lis junto à ponte da via-férrea (40?); c) Cheia no rio Lis, a 20 de Fevereiro de 1966; d) Campos inundados pelo ribeiro do Vale Salgueiro, afluente do Pranto (Junho

1959) Fonte das fotografias: Arquivo Fotográfico do Instituto da Conservação da Natureza e Florestas (Fot. a, c, d) e Mário

Gallo, 1942b (Fot.b).

2. MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS. 2.1. Enquadramento legislativo.

Para colmatar os elevados prejuízos económicos e sociais que a dimensão do fenómeno de erosão hídrica representava em Portugal, foram criados os Serviços de Hidráulica Florestal, através do Decreto de 24 de dezembro de 1901, atribuindo-lhes a responsabilidade de realizarem “[…] o revestimento e as obras de arte dos perímetros demarcados com o fim de corrigir ou regularizar o regime dos cursos de água e a conservação e a policia das obras de arte, sementeiras e plantações, enquanto não forem entregues ao serviço de exploração” (M. GALLO, 1960).

Anos mais tarde, em 1930, surgiu a Junta Autónoma de Obras de Hidráulica Agrícola com o objetivo de planear e construir obras de fomento hidroagrícola, onde estavam incluídas barragens, sistemas de regularização fluvial e perímetros de rega.

Vinte anos depois, em 1950, a Junta Autónoma de Obras de Hidráulica Agrícola foi integrada na Direção Geral dos Serviços Hidráulicos (INAG, 2002).

Entretanto, em 1941, sob a responsabilidade da então Direção dos Serviços Florestais e Aquícolas, que tinham sido criados em 1919, sob a tutela governativa do Ministério da Agricultura, deu-se início a uma fase de construção de grandes obras de engenharia florestal em Portugal, sob responsabilidade do Gabinete de Estudos e Obras de Correção Torrencial, organismo a quem estava confinada a missão de Defesa, Conservação e Valorização do Solo Nacional, nomeadamente com obras de correção torrencial e realização de um Plano de Povoamento Florestal, com vista à arborização das serras do interior, como consta do Decreto-Lei n.º 254/2009 de 24 de Setembro de 1938,.

Com efeito, o solo é “o principal sistema de suporte da vida e do bem-estar humano. Fornece o substrato para as raízes, retém água o tempo suficiente para esta ser utilizada pelas plantas e fixa nutrientes essenciais para a vida ” (J. BRILHA e A. SÁ, 2007, p. 2). Por outro lado, a sua degradação traduz-se numa perda de utilidade para os seres vivos, devido à sua modificação (R. WASSON, 1987), representando um verdadeiro problema que, não sendo de agora, é bastante

a b

c d


243

atual, com grandes impactes e prejuízos ambientais, económicos e sociais, que originam, em consequência, um entrave ao desenvolvimento dos países (LAL, 1998).

2.2. Medidas de recuperação dos solos.

Ora, com vista à recuperação dos solos, foram desenvolvidos, no final do século XIX e início

do século XX, uma série de estudos e de trabalhos no âmbito da correção torrencial, com o objetivo de travar o problema da erosão hídrica e consequências daí resultantes.

As medidas adotadas para as áreas afetadas visavam sobretudo reduzir a velocidade de escoamento das águas superficiais, pois só desta forma seria possível reduzir a quantidade de materiais transportados pela água, ao longo tanto das vertentes como dos cursos de água, alcançando-se, posteriormente, a estabilização das vertentes erosionadas e do leito dos rios até ser atingido o perfil de equilíbrio dos respetivos talvegues.

Para isso, de entre as várias medidas implementadas, destacam-se sobretudo a construção de barragens de pequena e média dimensão, a construção de valas de escoamento e de canaletes de modo a concentrar as águas de escoamento, bem como a aplicação de faxinagens e de sebes vivas ou mortas e, ainda, a reflorestação dos cursos de águas e áreas marginais mais afetadas pelo processo.

A implementação destas medidas implicava o seguimento de uma lógica organizacional dos trabalhos a desenvolver, que estava dependente das características do espaço territorial a aplicar e, especialmente, do tipo de torrentes existentes. Deste modo, foi seguida a classificação do tipo de torrentes proposta por Louis PROSPER DEMONTZEY, citado por M. GALLO (1919-1930), que considerava três tipos de torrentes: de escavação, de transporte e mistas.

Assim, quando ocorriam torrentes de transporte, considerava-se que deveriam ser seguidas as duas primeiras alíneas por, neste caso, serem as mais importantes. Por sua vez, quando se tratava de torrentes de escavação eram tidas em conta as duas últimas alíneas (3.ª e 4.ª). Finalmente, numa situação de torrentes mistas, isto é, aquelas que incorporam as de escavação bem como as de transporte, deveriam ser tomados os procedimentos que dessem origem à estabilização da bacia de receção e do canal de escoamento, pelo que, nestes casos, a ordem de trabalhos passava pelo cumprimento, na íntegra, das quatro fases de trabalho (Quadro 2).

Quadro 2. Ordem de Execução dos Trabalhos de Correção torrencial.

Ordem de Execução Trabalhos a executar

1.º Estudo e demarcação dos perímetros a arborizar ou a manter arborizados na bacia da linha de água.

2.º Repovoamento de todos os terrenos instáveis abrangidos no perímetro. 3.º Fixação dos terrenos instáveis por meio de trabalhos de correção.

4.º Repovoamento dos terrenos instáveis, à medida que se vão realizando os trabalhos de engenharia.

Adaptado de M. Gallo, 1929-30

2.3. Obras de correção torrencial.

A construção de barragens era feita ao longo do talvegue dos rios, de forma transversal aos mesmos, ficando o leito cortado por uma série de degraus, com a finalidade de diminuir a velocidade das águas. Eram compostas por vários elementos importantes que asseguravam tanto a estabilidade da construção como a eficácia da mesma, nomeadamente através do descarregador, que permitia a passagem das águas e as direcionava para a parte mais resistente do talvegue. Por sua vez, as asas, que ficavam encastradas nas margens, contribuíam para evitar infiltração, que, a curto prazo, poderia provocar a instabilidade da obra, enquanto que as soleiras, protegiam da escavação da água, pelo que eram construídas onde a água precipitava, depois de ter passado pelo descarregador (fot. 3-a). Por vezes, quando as condições de declive assim o exigiam, era conveniente construir ainda uma barragem e uma soleira ligadas à existente (fot. 3-b).


244

Fotografia 3. Constituintes das barragens aplicadas na correção de torrentes. Fonte: Adaptado de J. Mota, 1973.

O tipo de barragens construídas variava também, dependendo do enquadramento, da

problemática local, dos materiais existentes in situ e do resultado que se pretendia obter. Assim, inicialmente, as mais comuns eram as barragens de alvenaria argamassada (fot. 4-a), no entanto, sempre que necessário eram também aplicadas barragens do tipo “gabbioni, barragens de madeira, de alvenaria de pedra solta, de alvenaria mista e de betão armado. Mais tarde, principalmente tendo em conta a redução dos custos das obras, foi implementado um novo tipo, designado por barragens de laje (fot. 4-b).

Os trabalhos de correção torrencial eram complementados com os de estabilização das vertentes e das bacias de receção com recurso à arborização, por forma a controlar a erosão e a afluência de matérias para junto das linhas de água. Além da reflorestação, eram aqui introduzidas as valas de escoamento, que serviam inclusive como caminhos, e canaletes que tinham a finalidade de assegurar a mais rápida redução do processo erosivo, pois serviam para conduzir as águas superficiais, de escoamento.

Fotografia 4. Barragens: a) de alvenaria argamassada em construção no ribeiro das Cavadas, afluente do rio Pranto, em agosto de 1969; b) de Lage escorada no ribeiro do Vale da Miguela,

afluente do rio Pranto, em 1960. Fonte: Arquivo fotográfico do Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

Assim, foram efetuados trabalhos de fixação por meio de vegetação, tanto nas vertentes do

canal de escoamento como na própria bacia de receção. Este método tinha como finalidade possibilitar uma completa estabilidade não apenas das linhas de água, mas também das vertentes que as marginam. Com este objetivo foram utilizadas espécies cujo sistema radicular apresentasse um rápido desenvolvimento.

Foram também utilizadas outras técnicas complementares dos trabalhos de correção torrencial, mais económicas, mas que apresentam um contributo importante no controlo da instabilidade de margens e vertentes, como foi o caso da construção de sebes mortas ou vivas.

a b


245

De facto, apenas com o contributo do revestimento vegetal foi possível fixar o terreno com as raízes das plantas e aumentar a permeabilidade do solo, uma vez a vegetação retém, nas folhas, uma parte importante da água precipitada, ação que corresponde a uma certa correção torrencial, capaz de mitigar o processo de erosão hídrica.

3. A ALTERAÇÃO DA ESTRUTURA DA POPULAÇÃO COMO IMPULSIONADORA DA OCORRÊNCIA DOS GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS.

3.1. Evolução da população.

Ao longo do século XX e já no decorrer do presente século XXI, a área de estudo tem vindo

a sofrer diversas transformações derivadas da evolução demográfica, alterações que são sentidas ao nível da estrutura etária da população e dos setores de atividade, em resultado das diversas conjunturas económicas vividas ao longo destas décadas. Estes elementos vão repercutir-se, indubitavelmente, na paisagem, com uma forçosa implicação nos riscos associados a esses locais e às manifestações dos processos que mais incidem nessas áreas.

Para melhor percebermos a evolução da população, analisámos algumas variáveis, ao nível das 19 freguesias, que abrangem as áreas intervencionadas com medidas de correção torrencial (fig.4), pertencentes aos concelhos de Leiria e Pombal, no distrito de Leiria, e ao de Ourém, no distrito de Santarém.

Figura 4. Representação espacial das freguesias que abrangem os ribeiros intervencionados com obras de correção torrencial.

Fonte dos dados: Instituto Geográfico Português e Agência Portuguesa do Ambiente.

Assim, relativamente à população presente, foram observados aumentos mais significativos de população entre 1960 e 2011 nas freguesias de Marrazes, Pombal e Pousos. Em contrapartida, nas de Colmeias, Monte Redondo, Souto da Carpalhosa, Santiago de Litém e Vermoil a tendência tem sido decrescente, com a maior variação negativa apresentada (fig.5).

Apesar de se ter registado um aumento do número total de residentes em 8 das freguesias, e nos 3 concelhos abrangidos pelas mesmas, a tendência da estrutura etária aponta para o envelhecimento drástico da população, observando-se uma redução do número de jovens, o alargamento da população ativa e o crescimento da população no topo da pirâmide, caminhando assim para uma pirâmide invertida (fig.6). Esta tendência é fruto das migrações registadas essencialmente a partir da segunda metade do século XX, do aumento da esperança média de vida e da emancipação da mulher, mas também das várias conjunturas económicas, resultando numa redução da natalidade e do número de filhos por mulher.


246

Figura 5. População total residente nas freguesias em estudo, segundo os censos da população de 1960 a 2011.

Fonte dos dados: Instituto Nacional de Estatística.

Figura 6. Estrutura etária da população residente nos concelhos de Leiria, Pombal e Ourém em 1970, em cima, e em 2011, em baixo.

Fonte dos dados: Instituto Nacional de Estatística. 3.2. Evolução dos setores de atividades.

A par das mudanças verificadas em termos populacionais, também ao nível dos setores de

atividade se têm registado alterações (fig.7). Assim, relativamente ao setor primário, apesar de ter menor expressão em 1991,

relativamente aos restantes setores, apresentou uma grande redução até aos censos de 2011.


247

São os setores secundário e terciário que adquirem maior expressão, apesar de se ter verificado, nalguns casos, redução de população no setor secundário.

No que concerne à agricultura, apesar de ser uma atividade, muitas vezes, apenas de subsistência, pois os espaços agrícolas são sobretudo parcelas de pequenas dimensões, tal como a criação de gado, ambas eram atividades que implicavam uma gestão e limpeza dos espaços, tanto florestais, uma vez que se utilizava o mato para o cuidado dos animais, como dos espaços agrícolas, servindo assim para manter as florestas limpas de combustíveis, bem como de barreiras contra manifestações de incêndios. Ora, com a redução desta atividade, os campos e florestas ficam desprovidos de limpeza que assim não forem geridos, acumulando, ano após ano, cada vez mais combustível, até que, na manifestação dendrocaustológica sejam devastadas áreas maiores de floresta.

Figura 7. Número total de pessoas por setor de atividade, nas freguesias em estudo, para os anos censitários de 1991, 2001 e 2011.

Fonte dos dados: Instituto Nacional de Estatística.


248

4. GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS OCORRIDOS APÓS A DÉCADA DE 1980. 4.1. Breve caracterização dos incêndios.

Se até meados do século XX um dos problemas que mais afetava as áreas das Bacias

Hidrográficas dos Rios Lis, Pranto e Arunca era o processo de erosão hídrica, pela tamanha dimensão que assumia e pelos diversos prejuízos económico-sociais e inconvenientes a ele associados, atualmente, em pleno século XXI, não há dúvidas que o maior problema com que nos deparamos todos os anos, especialmente durante os meses de verão, são efetivamente os incêndios florestais.

Nas últimas décadas, tem-se vindo a observar uma tendência crescente da manifestação de incêndios florestais e, mais ainda, um aumento da amplitude das dimensões das áreas ardidas.

Assim, para a análise dendrocaustológica das áreas anteriormente intervencionadas com medidas de correção torrencial, nas bacias hidrográficas dos rios, Lis, Pranto e Arunca, foram selecionadas as respetivas áreas administrativas, ao nível das freguesias, como analisámos no tópico anterior, para um período de 30 anos, compreendido entre 1981-2010, por ser aquele para o qual existe informação estatística a esta escala.

De um modo geral, no que às ocorrências diz respeito, observamos uma certa periodicidade de oscilações, ou seja, em cada quatro/cinco anos, regista-se um pico de ocorrências superior ao dos anos precedentes e subsequentes e observa-se, ainda, uma tendência de aumento do número de ocorrências ao longo do período de análise (fig.8). Assim, durante a década de 1980, em nenhum ano foi ultrapassado o limiar de 100 ocorrências, destacando-se os anos de 1985 e de 1986, com 99 e 82 incêndios ocorridos, respetivamente. Na década de 1990, a partir de 1992 verifica-se uma mudança na manifestação de incêndios, uma vez que foi atingido, em 1994, o valor mais alto de incêndios desta série de anos, com 227. De notar que entre 1992 e 1996 foram registados sempre mais de 100 incêndios anuais. Na década de 2000, foi o ano de 2005 que ressaltou, com um total de 207 ocorrências. De um total de 435 ocorrências, na década de 1980, passámos para 1049 na década seguinte, sendo a passagem mais brusca, uma vez que na década de 2000, o valor apresenta certa tendência para a estabilização, com 1010 ocorrências.

Relativamente à área ardida, regista-se um aumento contínuo, década a década, com 1557 hectares incinerados em 1980, 2550ha,886ha em 1990 e, numa passagem acréscimo mais brusco, a década de 2000 a apresentar uma área ardida total de 6258 hectares. Nesta última década, o ano de 2005 revelou-se dramaticamente problemático, na medida em que, apenas nesse ano, concentrou uma área queimada foi superior a 4000 hectares, sendo, por isso, o pior desta série de 30 anos (fig.8).

Figura 8. Número de incêndios florestais (NIF) e área ardida total (AA) nas freguesias da área de estudo, durante o período de 1981 a 2010.


Em média, nos 30 anos, ocorreram pouco mais de 84 incêndios florestais por ano, a que corresponde uma área ardida média anual de cerca de 346 hectares de espaço florestal.

Numa análise aos quantitativos totais por freguesia, no mesmo período, verifica-se que do total das 19, são apenas 2 as que mais se distinguem em termos de áreas ardidas, designadamente Colmeias, do concelho de Leiria, com um valor acima de 3000 hectares incinerados, e Pombal, do concelho de Pombal, com maior destaque, ultrapassando 4000


249

hectares ardidos. A freguesia de Santiago de Litém e de Souto da Carpalhosa, apesar de registarem um valor de área ardida abaixo de 1500 hectares, ganham expressão relativamente às restantes. Já relativamente às ocorrências é também em Pombal que se atinge o maior número, com cerca de 700 incêndios. Entre 300 e 200 ocorrências temos Santiago de Litém, Vermoil, Monte Redondo e Colmeias. Grande parte das freguesias não chegaram a atingir 100 ocorrências de incêndios durante os 30 anos (fig.9).

Figura 9. Total da área ardida em hectares e do número de incêndios florestais nas freguesias das áreas intervencionadas, no período compreendido entre 1981 e 2010.


No que concerne ao tipo de causas associadas aos incêndios registados na área em estudo, apercebemo-nos de que são sobretudo de origem antrópica, sendo a causa natural muito reduzida. Numa análise por quinquénios, verificamos que a maior percentagem das causas encontradas são indeterminadas ou desconhecidas (Quadro 3). No entanto, a causa intencional adquire expressão quando associada às áreas ardidas, ou seja, a 197 ocorrências intencionais corresponderam a 14 234 hectares ardidos. As causas negligenciais apresentam importância em termos de número de incêndios, com um total de 379, contudo tem menor expressão de área ardida (Quadro 3).

Quadro 3. Número de incêndios florestais e área ardida total em hectares por quinquénio, nas freguesias das áreas intervencionadas.

Tipo de Causa

Incêndios Florestais (n.º)

1981-1985 1986-1990 1991-1995 1996-2000 2001-2005 2006-2010

Indeterminada 158 232 461 23 92 241

Intencional 22 8 43 14 50 60

Natural - - 2 3 - 4

Negligente 17 5 14 14 26 303

Nula - - 209 344 1349 250

Tipo de Causa

Área Ardida (ha)

1981-1985 1986-1990 1991-1995 1996-2000 2001-2005 2006-2010

Indeterminada 294 1239 1327 209 614 126

Intencional 24 3 268 69 13825 45

Natural - - 520 - - -

Negligente 8 5 11 16 944 165

Nula - - 39 131 9736 4 Fonte dos dados: Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.


250

4.2. Cartografia das áreas ardidas.

Apenas através da representação espacial das áreas ardidas é possível compreender

melhor a expressão espacial que os incêndios adquirem nas áreas anteriormente intervencionadas. Assim, numa representação das áreas ardidas por quinquénios, no período entre 1981 e 2010, foi sobretudo no quinquénio 2001-2005, que se observaram as maiores manchas de áreas afetadas, principalmente em toda a área correspondente às linhas de água intervencionadas nas bacias hidrográficas dos rios Pranto e Arunca (fig.10).

Figura 10. Representação espacial das áreas ardidas por quinquénios, entre 1981 e 2010. Os retângulos identificam as áreas intervencionadas onde foram aplicadas medidas de correção

torrencial. Fonte dos dados: Agência Portuguesa do Ambiente e Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas.

4.3. O exemplo do ano de 2005.

Como verificamos, o ano de 2005 foi o mais problemático, especialmente por apresentar as

maiores áreas ardidas, e sobretudo, com incidência direta nos locais que abrangem as ribeiras que foram intervencionadas na primeira metade do século XX, razão porque analisaremos este ano em particular.

Em termos espaciais, as áreas ardidas de maiores dimensões observaram-se sobretudo na parte de cabeceiras das linhas de água afluentes dos rios Lis e Pranto (fig.11).

Em termos quantitativos, foi na freguesia de Colmeias que se evidenciou o maior valor de área ardida, com cerca de 2900 hectares. Souto da Carpalhosa, um pouco mais a norte, apresentou a segunda maior área ardida, com 720 hectares queimados e, a freguesia de Pombal registou uma área queimada de 772 hectares.

Apesar de Colmeias ter a maior área ardida, não foi a que registou o maior número de ocorrências, que pertenceu à freguesia de Pombal, com mais de 50 incêndios (fig.12).

Neste ano foram dois os incêndios que atingiram maiores dimensões, designadamente uma ocorrência em Colmeias, que deu origem a 2852 hectares de floresta devastada pelas chamas. Este incêndio teve início pelas 19h05 do dia 3 de agosto, e segundo as causas que foram apuradas, foi considerado intencional. Ainda nesse dia, pelas 19h51, em Souto da Carpalhosa, como resultado de outra ocorrência, foram varridos pelas chamas 715 hectares de área florestal, tendo sido mais um incêndio intencional, segundo as causas apuradas.

Face a esta análise, podemos considerar que, década após década, a dimensão das áreas ardidas tem vindo a ganhar expressão. Ora, o abando dos campos agrícolas, aliado ao despovoamento e ao envelhecimento da população destas áreas, bem como a falta de gestão e de limpeza dos espaços com aptidão florestal, traduzem-se na acumulação de combustível ao longo dos anos, especialmente vegetação arbustiva e combustíveis finos. Caricatamente, os incêndios devem-se sobretudo a causas antrópicas, sejam elas intencionais ou negligentes. Contudo, quando ocorrem durante a época estival, ou quando as condições meteorológicas os favorecem, podem atingir grandes proporções, pela facilidade de progressão. Exemplo disso foi o


251

que ocorreu durante o ano de 2005, que se apresentou bastante seco, situação que já se prolongava desde o ano 2004. Apresentou valores médios de temperaturas do ar superiores aos normais para o mês de agosto, o que aliado a um índice de seca extrema (PDSI – Palmer Drought Severity Index) para a área de estudo, tudo indicava condições favoráveis ao desenvolvimento de incêndios florestais.

Figura 11. Representação espacial, por freguesia, do número total de incêndios florestais e da área ardida em hectares, no ano de 2005.


Figura 12. Número de incêndios florestais e área ardida total, por freguesias, no ano de 2005.



252

5. CONTRIBUTO DAS OBRAS DE CORREÇÃO TORRENCIAL PARA A MITIGAÇÃO DO PROCESSO DE EROSÃO PÓS-INCÊNDIOS FLORESTAIS.

Com base nas circunstâncias acima descritas e atendendo que as obras de correção torrencial foram aplicadas pelos ex-Serviços Florestais para a atenuação dos efeitos da intensa atividade erosiva nos setores, montante e jusante, das linhas de água com regime torrencial, parece-nos evidente que, nos dias de hoje, passados cerca de 50 anos, a presença destas estruturas continua a ser uma mais-valia na mitigação do processo de erosão (fot.5) pois a crescente acumulação de material combustível, resultante da falta de gestão e manutenção dos espaços florestais por parte da população e entidades competentes tem propiciado o aumento do risco de incêndio florestal, contribuindo para o regresso dos processos erosivos nas vertentes, dada a perda da cobertura vegetal.

Fotografia 5. Obra de Correção torrencial no Rib.º Vale do Travesso, afluente do Pranto. À esquerda, uma série de barragens de alvenaria (1960). À direita, no mesmo local (2013).

Fonte: Arquivo Fotográfico do Instituto da Conservação da Natureza e Florestas (Fot. esquerda) e Arquivo Núcleo de Investigação Científica de Incêndios Florestais (Fot. direita).

Ora, a existência de estas estruturas, por si só, numa situação pós-incêndio não atenuará o

fenómeno erosivo sendo por isso, imprescindível a aposta na reflorestação das vertentes bem como a manutenção das obras, pois trata-se de áreas sensíveis aos agentes erosivos devido, em parte, às suas características físicas.

Porém, é do nosso conhecimento, que muitas das áreas ardidas do território português não são submetidas a nenhuma intervenção para proteção dos solos, por falta de apoios financeiros que impossibilitam a sua aplicação e monitorização. Outras são intervencionadas, depois do período recomendado, como refere FERREIRA et al, 2005, citado por SOUSA (2011:25), quando deveriam sê-lo nos primeiros 4 meses após a passagem do incêndio, pois é neste período que se verificam as primeiras chuvas do Outono, por vezes intensas, acentuando os efeitos do fogo no solo.

Nos tempos que correm, muitas das medidas que são implementadas na gestão do pós-fogo, dentro dos quais se destaque, a utilização de troncos como barreira, as faxinas e as sebes (fot.6) têm a sua essência nas técnicas de engenharia natural (sebes, faxinagens e barragem de madeira) outrora aplicadas pelos ex-Serviços Florestais no controlo da erosão.

Fotografia 6. Exemplos de medidas pós-fogo aplicadas na Mata do Desterro, Seia (2011) À esquerda, uma barreira feita por troncos. À direita, uma faxina colocada em vertente.


253

CONSIDERAÇÕES FINAIS

De um modo conciso, tentamos divulgar os primeiros trabalhos de defesa e conservação

dos solos realizados em Portugal no combate à erosão hídrica, tomando como exemplos as bacias hidrográficas dos rios Lis, Arunca e Pranto por terem sido das mais intervencionadas em todo o país, dada a intensa erosão hídrica dos setores a montante, evidenciada pelas ravinas e barrancos, e, nos setores a jusante, pelo assoreamento dos rios principais, responsável pelo aumento de cheias rápidas e de violentas inundações em campos agrícolas e aglomerados populacionais.

Hoje, nas áreas de cabeceiras das linhas de água, outrora sob efeito da erosão hídrica, deparamo-nos com cursos de água e vertentes estabilizadas, constituídas por uma densa vegetação, tendo-se também verificado o retomar da normalidade dos cursos de água a jusante. Contudo, as recentes alterações da estrutura da população e o abandono da prática agrícola têm propiciado o incremento do risco de incêndio florestal nestas áreas que possuem condições para o desenvolvimento de grandes incêndios, desencadeando o retorno da erosão pelo que a presença destas estruturas é uma mais-valia para a sua contenção, desde que haja alguma manutenção destas obras, conjuntamente com planos de arborização das áreas ardidas.

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255

APLICAÇÃO DE “MULCH” APÓS FOGO: UM MÉTODO EFECTIVO PARA A REDUÇÃO DA ESCORRÊNCIA E DA EROSÃO.

S. A. Prats CESAM - Centro de Estudos do Ambiente e do Mar & Departamento de Ambiente e e

Ordenamento. Universidade de Aveiro [email protected]

M. A. S. Martins

CESAM - Centro de Estudos do Ambiente e do Mar & Departamento de Ambiente e e Ordenamento. Universidade de Aveiro

M. C. Malvar


Diana C.S. Vieira


C. O. A. Coelho


Artemi B. Cerdà

Universidade de Valencia

Lee MacDonald

Antonio J. D. Ferreira Instituto Politecnico de Coimbra

J. J. Keizer


RESUMO Aplicação de “mulch” após fogo: um método efetivo paraa reducção da escorrência e da erosão a re-considerar. O presente trabalho avalia a efetividade de vários “mulchings” para o controlo da escorrência e da erosão pós-fogo, adaptadas para o caso de povoamentos florestais no centro-norte de Portugal. O mulch de casca de eucalipto triturada foi um tratamento pioneiro e foi altamente efectivo.

Palavras-chave: incêndios florestais, erosão, escorrência, repelência, mulch.

ABSTRACT Post-fire mulching: revisiting an effective method for reducing runoff and erosion. This study aims to measure the effectiveness of several post-fire mulch-based techniques for reducing overland flow and soil erosion on north-central Portugal. The


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eucalypt chopped bark mulch, a new treatment never tested before, was highly effective in reducing runoff and soil erosion in recently burnt forest.

Keywords: wildfires, soil erosion, runoff, soil water repellence, mulch. INTRODUÇÃO 1. Incêndios florestais e os seus efeitos nos processos hidro-geomorfológicos.

As alterações que se produziram na sociedade portuguesa a partir dos anos 60 na estrutura

socio-económica, muito em especial nas populações rurais, produziu um deslocamento da população para o litoral ou estrangeiro. Este facto diminuiu a população residente nas áreas florestais, juntamente com a progressiva menor utilização da lenha e do carvão como combustível e dos estrumes animais como fertilizante e teve como consequência deixar nas matas e florestas muito material combustível que até então era retirado, o que aumentou o perigo de incêndio (Carvalho et al. 2002). A consequencia de uma longa história de intervenções florestais é um mosaico de parcelas florestais lavradas e sem lavrar, com terraços e sem eles, povoadas de pinhais, eucaliptais, matos, povoamentos mistos, e ainda acaciais e outros povoamentos de especies exóticas (Figura 1). Em opinião de Shakesby et al. (1996), nas últimas décadas os incêndios têm aumentado em frequência e extensão em Portugal e em toda a bacia do Mediterrâneo principalmente devido às seguintes razões: (i) plantado de espécies florestais altamente inflamáveis (principalmente eucaliptos e pinheiro), (ii) abandono de práticas tradicionais tais como pastagens e corte da vegetação que anteriormente reduzia a acumulação de material inflamável (manta morta, mato), (iii) incremento do uso recreativo das florestas, (iv) uma sucessão de anos excepcionalmente secos.

Figura 1. Fotografía duma área florestal da Serra do Caramulo, caracterizada por um “mosaico” de usos do solo, com povoamentos de eucaliptos ardidos e sem arder de várias idades, terraços

florestais, áreas agrícolas, povoamentos e uma densa rede de caminhos.


257

1.1. Erosão do solo após os incêndios florestais

Na década do 2000, os incendios florestais em Portugal tem afectado cada verão milhares

de hectares de mato, pinheirais e eucaliptais. Um dos problemas derivados é o da erosao do solo imediatamente após o fogo. Os incêndios florestais no centro e norte de Portugal afectam sobretudo às povoações de eucalipto (Eucalyptus globulus Ait.), que costumam ter ciclos de cultura e extracção muito curtos (5-7 anos, Leyghton-Boyce et al. 2007; Malvar et al., 2011; Keizer et al. 2008). Os incêndios, quando são de moderada e alta intensidade, acabam com todo o coberto vegetal, a camada superficial de manta morta e às vezes também a parte superficial orgânica do solo, levando a umas mudanças físicas nos componentes do solo (Figura 2). Reduções na matéria orgânica e diminuição na estabilidade dos agregados (Giovannini et al., 1988), incremento da erodibilidade do solo (Imeson and Vis, 1984) e o aumento da repelência à agua (DeBano, 2000) são alguns dos processos que resultam em um decréscimo na capacidade de infiltração. Para alem disso, a desaparecimento do coberto vegetal supõe uma diminuição drástica da intercepção da precipitação por parte da floresta, o que intensifica o aumento da escorrência superficial e as perdas de solo, sendo estas máximas logo apôs o incêndio e decrescendo com os anos (Soto et al., 1998; Diaz-Fierros et al., 1987; Morris and Moses, 1987; Sevink et al., 1989; Imeson et al., 1992, Inbar et al., 1998).

Figura 2. Exemplos de incêndio de moderada intensidade (esquerda) onde as copas das árvores estão totalmente calcinadas e de baixa intensidade, onde as copas arderam só parcialmente e o solo possui uma camada de caruma que cai das copas das árvores depois do incêndio (direita).

Robichaud (2009) refere que os incendios de alta intensidade aumentam o risco de cheias, erosão e sedimentação, podem pôr em risco as vidas humanas, os bens materiais, a qualidade das águas que abastecem a população e o equilibrio dos ecosistemas aquáticos a jusante das bacias ardidas. Robichaud et al. (2013) aponta para perdas de até 22 Mg ha-1 para o primeiro ano após um incêndio de alta intensidade. No entanto, a relação entre incêndio e erosão não é sempre directa. Alguns autores sugerem que o conjunto de perdas é muito pequeno em comparação com as geradas por outras perturbações, e por tanto a influência do fogo pode ser considerada insignificante (Kutiel & Inbar, 1993; Kutiel et al., 1995; Lane et al., 2004), somente importante logo após o incêndio (Diaz-Fierros et al., 1990) ou ter efeitos prolongados entre 7 e 14 anos (Robichaud 2009).


258

No caso de Portugal, os factores determinantes da erosão pós-fogo em plantações de eucalipto típicas do centro e norte do País, caracterizadas por terem complexos ciclos de hidrofilia e repelencia extrema ainda antes da ocorrência dos incêndios (Keizer et al., 2008), foram avaliados mediante a realização de simulacões de chuva em um dos grandes incêndios que teve logar no ano 2005 no concelho de Albergaria-a-Velha (Malvar et al., 2011; 2013). A realização destas experiências permitiu a avaliação dos factores chave da erosão em solos ardidos lavrados e sem lavrar. Desta forma, constatou-se que o efeito da repelência à água do solo sobre a geração de escorrência não é directo, e que o coberto do solo é um factor de maior importância. Por outro lado, foi constatado que as áreas lavradas vários anos antes do incêndio quase não prodiziram erosão, e os autores atribuiram este facto à exaustão dos solos entre a lavragem e a ocorrência do incendio.

1.2. Mitigação da erosão após os incêndios florestais em Portugal

Até a data, quatro estudos (Prats et al., 2012; 2013; 2014; Shakesby et al., 1996) tem

avaliado as repercussões e os possíveis tratamentos que podem ser aplicados nos povoamentos florestais ardidos de Portugal. Apesar de mostrar uma boa análise da realidade pós-incêndio em pinhais e eucaliptais típicos do centro-norte do país, no contexto Português existe um grande desconhecimento acerca da magnitude, variação espacial e temporal da escorrência e da erosão pós-incendio assim como dos seus factores desencadeantes. O governo Português abriu um concurso específico para a atribuição de ajudas com a tipologia “Estabilização de Emergência Pós-Incêndio”, enquadrada na subacção “Recuperação do Potencial Produtivo”, com um apoio PRODER aprovado de 2,8 milhões de euros e alavanca um investimento total de 4,9 milhões de euros. Estes montantes são os primeiros que se utilizam direitamente para mitigar os efeitos negativos dos incendios, mas a identificação das áreas prioritárias de aplicação, a selecção e efectividade das técnicas, o momento em que devem ser aplicadas e por quanto tempo devem ser efectivas continua ainda a ser uma grande incógnita.

De um ponto de vista prático, as áreas a estabilizar podem-se dividir em encostas, caminhos e linhas de água (Figura 3). O tratamento das linhas de água e dos caminhos constituem uma parte importante das actividades de controlo da erosão, não só após o incendio, mas também num sentido mais amplo de controlo da erosão. As melhores técnicas para os tratar tem de ser adaptadas de outros estudos científicos (Jordán et al., 2008) e tambem de manuais de “boas práticas”de engenharia como as “BMP” nos Estados Unidos (BMP-finger Lake Forests Best Management Practices, 2004) e do manual WOCAT (2007) . De qualquer forma, a primeira linha de intervenção pós-incendio é o controlo da erosão na fonte: ao nivel das encostas. A seleccão das técnicas mais efectivas segundo os trabalhos cientificos em áreas ardidas por todo o mundo (Bautista et al., 1996; Badía and Martí 2000; Fernández et al., 2011; Hubbert et al., 2012; Kim et al., 2008; Robichaud et al., 2013a; Wagenbrenner et al., 2006) assim como em Portugal (Prats et al., 2012; 2013; 2014; Shakesby et al., 1996) e em áreas não ardidas (Albaladejo et al., 2000; Adams 1964) apontam para os tratamentos de superficie das encostas com a técnica do mulching. A literatura não é escasa enquanto aos beneficios desta técnica (Bautista et al. 2009; Groen and Woods, 2008; Harris 1980; Robichaud 2009).


259

Figura 3. Comparação das diferentes técnicas de controlo da erosão e escorrência pós-incendio

baseado em referências científicas.

1.3. Objectivos O objetivo deste trabalho foi o de comparar e avaliar a efetividade de quatro técnicas de

controlo da erosão baseadas em mulch à escala da parcela durante o primeiro ano após três incêndios florestais no centro-norte de Portugal. Adicionalmente, em base a modelos estatísticos de regressão múltipla, foram também avaliadas as características pluviométricas (quantidade e intensidade da chuva) e as características físicas das encostas - tais como coberto do solo, declive, repelência do solo à água e outras propriedades do solo - como factores-chave da escorrência e a erosão, que possam vir indicar alto risco de erosão e que possam sugerir a


260

necessidade de tratamento. Porquê, quando, onde e cómo aplicar um tratamento para reduzir a escorrência e a erosão foram as perguntas às quais este trabalho quer dar resposta para vários tipos de mulch seleccionados entre os mais efectivos do mundo em vários povoamentos florestais ardidos. A informação isolada para cada um destes tratamentos encontra-se publicada em Prats et al., (2012), (2013) e (2014)

2. MATERIAL E MÉTODOS As áreas de estudo encontram-se localizadas no centro e norte de Portugal. No incêndio de

Pessegueiro do Vouga (2007) selecionaram-se duas encostas, uma que ardeu com intensidade moderada, plantada com Eucalitpos e outra que ardeu a baixa intensidade plantada com pinheiros (Pinus pinaster Labill.). No Colmeal (2008) ardeu um povoamento de pinheiros, e em Ermida (2010) um de eucaliptos, sendo as intensidades consideradas moderadas (Figura 4). Todas as áreas encontram-se em declives de mais do que 15º, os solos são na sua maioria cambisolos humicos ou leptosolos fracos e pedregosos, de textura limo-areosa desenvolvidos sobre xistos, com altos teroes de materia orgânica (maior a 10%). O clima é Mediterrâneo humido, com variações pluviométricas de 800 até 1500 mm ano-1.

Figura 4. Areas de estudo selecionadas nos incêndios de 2007 em Pessegueiro do Vouga, (circulo), de 2008 em Colmeal (quadrado) e de 2010 em Ermida (triângulo). Simbolos pre-enchidos

a cinzento correspondem-se com areas de estudo erm eucaliptais, a branco com pinhais, e listados com ambos povoamentos florestais ardidos.

As técnicas de estabilização de encostas avaliadas são inovadoras em Portugal e

provávelmente no mundo, uma vez que foram utilizadas versões adaptadas e inéditas tanto do mulch (mulching de cascas de eucalipto trituradas), como do hidromulch (composição propriedade exclusiva da companhia SERRAIC, lda.) e do PAM (aplicação de uma poliacrilamida anionica em granulado seco). Até a data, conjuntamente com Shakesby et al. (1996), estes são os unicos


261

trabalhos que existem sobre técnicas de estabilização da erosão pós-incendio em Portugal. O desenho experimental das tecnicas cumpriram os requisitos assinalados por Robichaud (2009): foram aplicadas de um a três meses após os incendios de Pessegueiro do Vouga (2007), Colmeal (2008) e Ermida (2010), monitorizados entre 1.5 até 3 anos e foram utilizadas de 8 a 14 parcelas tratadas e sem tratar. As diferenças entre os tratamentos e os controlos foram avaliadas com base numa análise da variância de medições repetidas, que no contexto geral foi de frequência semanal em cada uma das parcelas de erosão. A medição direta da escorrência e da erosão nas encostas visou a construcção e instalação de parcelas, coleção e armazenagem de um conjunto importante de amostras de escorrência e posterior determinação das concentrações de sedimentos mediante filtração ou evaporação dessas amostras. A realização destas tarefas pode ser muito cara, complexa e costosa, no entanto os dados quantitativos da monitorização dos tratamentos pós-incêndio são de proveito não só para guiar futuras intervenções de estabilização e reabilitação, mas tambem para desenvolver e melhorar modelos predictivos (Robichaud, 2009).

3. RESULTADOS E DISCUSSÃO O mulch de cascas de eucalipto trituradas, aplicado a uma taxa de 8 Mg ha-1, (Figura 5) foi

tão efetivo quanto o mulch de palha em outras partes do mundo (Fernandez et al., 2011; Wagenbrenner et al., 2006), mas com as vantagens de não serem removidas pelo vento e terem baixas taxas de decomposição. Este novo mulch (Prats et al., 2012; 2014), aplicado no eucaliptal de Pessegueiro do Vouga, que ardeu com uma intensidade média, foi a técnica com melhor balanço custo-benefício, reduzindo por volta do 40% a escorrência e 85% a erosão da encosta (Prats, 2013).

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Prats et al. (2012)

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Prats et al. (2013)

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1 ) controlo

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Figura 5. Erosão do solo durante o primeiro ano do incêndio em parcelas controlo e submetidas a tratamento com mulch de restos de eucalipto não triturado (Shakesby et al. 1996, Prats et al 2012; 2014) mulch de cascas de eucalipto trituradas (Prats et al., 2012, 2014), Polyacrilammidas (Prats

et al. 2014) e hydromulch (Prats et al. 2013). A aplicação do mulch de restos florestais sem triturar, aplicado a uma taxa de 17 Mg ha-1,

(Prats et al., 2012) num pinhal que ardeu com intensidade baixa no mesmo incêndio foi tão efectivo quanto a caruma de pinheiro, uma vez que não se encontraram diferenças entre este tratamento e o seu controlo, coberto com uma proteção extra de agulhas que as copas dos pinheiros forneceram ao solo logo após o incêndio, e que protegeram efetivamente da erosão


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tanto nas parcelas tratadas como nas parcelas sem tratar. Resultados semelhantes foram tambem observados por Cerdà e Doerr (2008) e Pannkuk e Robichaud (2003), o qual evidencia a importância do coberto do solo para prevenir a ocorrência da erosão pós-fogo.

O hydromulching (Prats et al., 2013) foi ainda mais efetivo do que o mulch de restos florestais triturados na reducção da escorrência (60%) e igualmente efetivo no caso da erosão (85%) num pinhal durante os dois primeiros anos após um incêndio de moderada intensidade. Isto foi devido a que, além da proteção das fibras orgânicas projetadas, a mistura continha sementes de plantas que contribuíram positivamente para um maior coberto do solo. A sua formulação pode ser adaptada para conter sementes de plantas nativas e contribuir para um aumento da resiliência e reabilitação das funções dos ecossistemas. No entanto, o seu alto custo irá limitar a sua utilização às áreas especialmente vulneráveis (vidas humanas, qualidade das águas, e áreas culturais ou arqueológicas protegidas) e sensíveis (áreas naturais protegidas). Por outro lado, Hubbert et al. (2012) e Robichaud et al. (2013) não encontraram resultados satisfatórios, e reportaram que os seus hidromulches não conseguiram reduzir significativamente a erosão devido a não fornecerem a coberturta suficiente ao solo.

Apesar do seu baixo custo e dos bons resultados no controlo da erosão em terrenos agrícolas e taludes de caminhos e estradas, a aplicação de poliacrilamidas deve ser ainda aprofundada e melhorada, uma vez que as cinzas e certas características do solo podem neutralizar os efeitos coesivos destes polímeros (Prats et al., 2014). A maior vantagem na utilização do PAM granulado vinha da sua baixa taxa de aplicação, e da não necessidade de maquinária para a sua aplicação. Se bem que a incorporação de aditivos ou a sua solução em água podia potencialmente melhorar a efetividade da técnica, estas modificações irão também aumentar os custos do tratamento, aproximando-se no final com os custos do mulch de cascas trituradas. A maioria de exemplos encontrados na literatura reportam a mesma situação. O PAM parece interagir com as cinzas em vez de com o solo (Rough, 2007), e não consegue protegêlo perante a energia cinêtica das gotas da chuva. De facto, Inbar (2011) obteve bons resultados com PAM provávelmente porque retiraram as cinzas antes de aplicar o produto, e Davidson et al. (2009) obtiveram bons resultados com uma combinação de PAM e pellets de palha comprimida, o qual aumentou o coberto do solo fornecido pelo tratamento, e com ele, a sua efectividade.

Com base em modelos estatísticos de regressão múltipla, Prats et al. (2012, 2013 e 2014) isolaram as características físicas indicadoras de alto risco de erosão em cada uma das experiências de campo. A primeira delas, e sem possibilidade de intervenção sobre ela, foi sempre a intensidade da chuva. A segunda mais representativa foi o coberto do solo. A repelência do solo à água só foi importante para a escorrência, e de qualquer forma, sempre subordinada ao coberto. Estes autores concluiram que em encostas do centro-norte de Portugal as seguintes condições após incendio indicam alto risco de erosão e podem ser esperadas taxas de erosão da ordem das 5 Mg ha-1 durante o primeiro ano após o fogo:

� copas das árvores sem folhas, totalmente calcinadas, � declive da encosta igual ou superior a 20º, � cobertura de folhas e manta morta no solo imediatamente após os incêndio inferior ao

10%, Como circunstancia agravante, a presença de cinzas de cor branca ou cinzenta superior a

10% da superfície do solo (Figura 6), que são indicadoras de uma alta intensidade do incendio, podem indicar taxas de erosão extremas (11-14 Mg ha-1), como foi constatado nas micro-parcelas do incêndio da Ermida (Prats et al., 2014). Quando estas situações coincidem com a existência de bens susceptíveis de proteção a jusante de encostas ardidas, será preciso intervir imediatamente, antes da ocorrência de eventos chuvosos para evitar a erosão. A gestão das áreas ardidas constitui um delicado compromisso entre os custos dos tratamentos e a efectividade potencial que a técnica aplicada possa ter sobre uma área sob risco potencial de erosão. Muitas das vezes não é recomendável tratar. A “opção zero” pode ser a melhor técnica para locais que não cumpram os requisitos anteriores, como os eucaliptais lavrados vários anos antes do incêndio de Açores (Malvar et al., 2011), com solos com alto teor em pedras e o pinhal de Pessegueiro, áreas com as copas das árvores só parcialmente calcinadas e com mais de 10% de manta morta na superfície do solo imediatamente após o incêndio.


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Figura 6. A cor das cinzas mais claras na fotografía da esquerda indica uma maior intensidade do incêndio do que na fotografía da direita.

4. CONCLUSÕES

Este trabalho demonstra que o mulch de cascas de eucalipto trituradas é a técnica mais efetiva para controlar a erosão do solo e perdas de nutrientes associadas após os incêndios florestais em Portugal. A efetividade do mulch de cascas de eucalipto trituradas pode ser comparada a outros estudos com mulch de palha por todo o mundo. A maior desvantagem vem sendo a sua alta taxa de aplicação, mas ao mesmo tempo esta é uma vantagem em áreas de fortes ventos, onde a palha pode ser facilmente removida. Por outro lado, a aplicaçao de restos florestais sem triturar num pinhal que ardeu com baixa intensidade foi tão efectivo quanto à protecção que as agulhas das copas dos pinheiros deram ao solo ainda depois do incêndio. Verificou-se que o coberto do solo, o pricipal motor da erosão pós fogo, é muito elevado nessas áreas, e que o seu tratamento revelou-se innecessário. O hidromulch tem um alto potencial como ferramenta de restauração de ecossistemas degradados. Futuras investigações introduzindo sementes nativas da área recentemente ardida poderiam vir melhorar ou ainda recuperar ecossistemas em espaços naturais protegidos. No entanto, o seu elevado preço faz com que só possa ser aplicado em áreas especialmente sensíveis. A utilização de PAM em áreas ardidas precisa ainda de muito desenvolvimento. O sucesso no controlo da erosão com PAM depende do tipo de PAM, do tipo de solo, de se utilizar uma emenda do solo ou não e da quantidade de cinzas no solo. À vista dos resultados encontrados, a utilização de destes polímeros para controlo da erosão após os incêndios não é recomendável.

AGRADECIMENTOS Este trabalho foi desenvolvido no âmbito dos projectos científicos RECOVER (PTCD/AGR-

AAM/73350/2006), EROSFIRE-II (PTDC/AGR-CFL/70968/2006); FIRECNUTS (PTDC/AGRCFL/104559/2008) com o apoio financeiro da FCT/MCTES a través de fundos nacionais (PIDDAC) e com cofinanciamento pelo Fundo Europeu de Desenvolvimento Regional (FEDR) através do COMPETE – Programa Operracional Factores de Competitividade (POFC) e por duas bolsas de Doutoramento SPA (SFRH/BD/33392/2008), MMC (SFRH/BD/ 41320/2007). Os autres querem agradecer especialmente a todas as pessoas que contribuiram com a sua ajuda no trabalho de campo e de laboratório, especialmente aqueles que ajudaram na aplicação dos tratamentos.

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EFEITOS DO FOGO NA EROSÃO DO SOLO EM ÁREAS DE MATOS: RESULTADOS DE UM ANO DE ENSAIO NO PARQUE NATURAL DE

MONTESINHO

Tomás de Figueiredo CIMO – Centro de Investigação de Montanha, Escola Superior Agrária, Instituto Politécnico de

Bragança [email protected]

Felícia Fonseca

CIMO – Centro de Investigação de Montanha, Escola Superior Agrária, Instituto Politécnico de Bragança

[email protected]

Anabela Queirós Estudante do Mestrado em Gestão de Recursos Florestais, Escola Superior Agrária, Instituto

Politécnico de Bragança

RESUMO O Parque natural de Montesinho (PNM) localiza-se no extremo nordeste de Portugal e apresenta uma área total de 75 mil ha, dos quais cerca de um terço estão cobertos por matos. Os solos do PNM são predominantemente Leptossolos derivados de xisto. O fogo é parte dos sistemas florestais como fator de controlo da vegetação, produzindo impactos nas propriedades do solo. O presente estudo decorreu no PNM, numa área de cerca de 5 ha coberta de matos, submetida a fogo controlado no âmbito do plano de gestão florestal. Teve como principal objetivo avaliar os efeitos do fogo no processo erosivo e na permeabilidade do solo. Na área em estudo a vegetação era constituída (antes do fogo controlado) por urze (44%), esteva (26%) e carqueja (30%). Após fogo a carqueja e a urze arderam quase por completo, enquanto a esteva revelou grande resistência ao fogo. A permeabilidade foi analisada em 11 locais distribuídos aleatoriamente, sendo as medições realizadas em momentos distintos, antes, imediatamente após, dois e oito meses depois da ocorrência do fogo, registando uma evolução temporal ao longo do ensaio explicável por efeitos associáveis à hidrofobicidade, comum nos solos de áreas recentemente ardidas, e a rearranjos estruturais ao nível dos bioporos do solo. Para quantificar o escoamento e a perda de solo, foram instaladas 6 parcelas com 4 m2 cada. As colheitas decorreram entre Abril de 2011 e Maio de 2012, resultando num escoamento médio de 13 mm e numa perda de solo de 1,5 Mg ha-1 nesse período. Os resultados, embora correspondendo a um período curto de observação, entende-se contribuírem para a compreensão da sensibilidade potencial das áreas queimadas de matos à degradação física dos solos.

Palavras-chave: matos, montanha, fogo controlado, processo erosivo

EFFECTS OF FIRE ON SOIL EROSION IN SCRUBLANDS: RESULTS OF ONE YEAR FIELD EXPERIMENTS IN MONTESINHO NATURAL PARK

ABSTRACT:

Montesinho Natural Park (PNM), located in Portugal far northeastern corner, covers an area of 750 km2, one third of which corresponds to scrublands. In PNM, schist


268

derived Leptosols dominant. Fire is part of forest systems as a factor controlling vegetation, with impacts on soil properties as permeability. This study was carried out in PNM, in a 5 ha shrub covered area, within a state ruled forest perimeter, subject to prescribed fire following its management plan. Among other project purposes, the study aims at assessing fire effects on soil erosion and related soil properties. Prior to prescribed fire, the area was covered by Erica australis (44% of the surface), Chaemespartium tridentatum (30%), Cystus ladanifer (26%). The fire affected differently individuals of the 3 species, the former showing a high resistance to fire. Permeability was measured in lab on 11 undisturbed samples of surface soil, randomly collected in the study area at several moments: before the fire, soon after fire, 2 months and 8 months after fire. As shown by results obtained, the temporal evolution of permeability can be explained by soil hydrophobicity, a common feature in recently burnt areas, together with soil structural rearrangements affecting biopores functionality. Runoff and soil loss were measured in a set of 6 paired plots installed in the study area (4 m2 each). Results of the monitoring scheme, from April 2011 to May 2012, summed losses equivalent to 13 mm runoff and 1.5 Mg ha-1 soil loss. Although corresponding to a short monitoring period, these results may add to a better knowledge of the potential susceptibility of burnt scrublands to soil degradation.

Keywords: shrubs, mountain areas, prescribed fire, erosion process INTRODUÇÃO

O Parque natural de Montesinho (PNM), localizado no extremo nordeste de Portugal, cobre uma área total de 750 km2, dos quais cerca de um terço estão ocupados por matos. As comunidades vegetais qualificadas como matos têm composição florística e significado fitossociológico e fitogeográfico diversos, podendo reunir-se, no seu nível de agregação mais simples, em três grandes grupos (IPB/ICN, 2007):

� Urzais, os mais abundantes, ocupando as faixas de maior altitude, mais frias e húmidas, representados pela espécie Erica australis;

� Giestais, com representação e distribuição altimétrica intermédias, identificadas pela espécie Cystisus multiflorus;

� Estevais, de menor área, típicos das zonas mais quentes e secas, nas altitudes inferiores e na fração Leste do PNM, representados pela espécie Cystus ladanifer.

Os solos do PNM são dominantemente incipientes, classificados como Leptossolos, de

material originário xistento. As comunidades arbustivas neste Parque apresentam especial interesse do ponto de vista hidrológico e pedológico, já que correspondem a áreas marginais de relevo mais ondulado ou acidentado, onde predominam também os solos mais delgados, condições potencialmente geradoras de risco severo de erosão (IPB/ICN, 2007; Bompastor et al., 2009).

Por outro lado, os matos são percebidos como áreas de elevado risco potencial de incêndio e, na verdade, as evidências confirmam essa perceção, sendo de variada natureza as razões que para tal concorrem, de que são exemplo (Ventura e Vasconcelos, 2001; Campo et al., 2006; Fernandes et al., 2009):

� A sua localização mais afastada dos centros populacionais das comunidades rurais, fora portanto de controlo social do território;

� A ausência de estratégia e práticas de gestão destas áreas, tornando-os território entregue aos imponderáveis da natureza e da ação humana desregrada;

� O efetivo potencial combustível que representam.

Acresce que, todas estas razões se ampliam no contexto ecológico da montanha mediterrânica, em que o fogo é parte da dinâmica da vegetação e das paisagens (IPB/ICN, 2007; CIMO, 2009; Rosário, 2011).


269

O solo é recurso qualitativamente escasso no NE de Portugal e mais ainda nas áreas marginais em que dominam os matos (Figueiredo, 2002). A proteção deste recurso impõe-se pelo papel central de regulação que assume na realização de serviços de ecossistema, seja os associados ao ciclo hidrológico, seja os associados aos ciclos de nutrientes e à sustentação das comunidades vegetais, seja ainda no armazenamento e na dinâmica de carbono (Rashid, 1987; Thomas et al., 1999; Pardini et al., 2004; Bompastor et al., 2009; José, 2009; Fonseca et al., 2011; Fonseca et al., 2012). O conhecimento dos processos de degradação do solo e dos fatores de contexto que os determinam, é condição básica para a conceção de estratégias, ações e práticas de conservação deste recurso.

As áreas ardidas de matos conjugam elementos de interesse científico e constituem um desafio particular para a investigação e para a intervenção técnica, razões que justificam tomá-las como objeto do estudo. Tem este trabalho como objetivos apresentar e discutir resultados do primeiro ano de experimentação no terreno, conduzida com vista a avaliar o efeito do fogo em áreas de matos no Parque Natural de Montesinho, sobre indicadores relevantes da degradação física dos solos, designadamente as perdas de solo e de água de escoamento superficial devidas ao processo de erosão hídrica. 1. MATERIAL E MÉTODOS

O dispositivo experimental foi instalado numa área de matos queimada mediante aplicação

de fogo controlado, localizada no Parque Natural de Montesinho (PNM), em Aveleda, a 12 km a NNE de Bragança (41°53'57.06"N, 6°40'55.39"W) (Figura 1). A área de estudo desenvolve-se em zona de relevo ondulado, na qual cumeadas aplanadas a arredondadas, de declive suave a cotas superiores a 800 m, dividem pequenas bacias de vertentes declivosas, drenando uma rede hidrográfica de carácter temporário ocupando fundos de vale encaixados. Sobre um substrato geológico de xistos do Silúrico, encontram-se Leptossolos úmbricos, de textura mediana, pedregosos, ácidos, com teores medianos a elevados de matéria orgânica no horizonte superficial, delgado (Agroconsultores e Coba, 1991). A precipitação anual ronda os 850 mm, em média, em Terra Fria de Planalto, zona climaticamente homogénea definida regionalmente pela temperatura média anual, situada entre os 10 e os 12,5ºC (Agroconsultores e Coba, 1991). O mosaico de vegetação nesta área é dominado pela presença de matos de porte variável, mancha no seio da qual se distribuem parcelas florestadas de pinhal, e pequenas parcelas cultivadas, com cereal de Inverno e plantações recentes de castanheiros, menos frequentes com o afastamento dos núcleos populacionais (IPB/ICN, 2007; Bompastor et al., 2009).

O Área de estudo (Freguesia de Aveleda)

Distribuição das comunidades de matos no Parque Natural de Montesinho

OBragança

Figura 1. Parque Natural de Montesinho, NE de Portugal: distribuição das comunidades vegetais

de matos e localização da área de estudo. Fonte: Projeto Eduhather, Laboratório de Informação Geográfica, Escola Superior Agrária, Instituto Politécnico de

Bragança, 2008 (esquerda); Imagem Google Earth, Novembro de 2012 (direita)

Como parte do plano de gestão florestal de parcelas de pinhal próximas, a área, abrangendo a cumeada e os topos das encostas de N a W, foi queimada por fogo controlado em


270

31 de Março de 2011, numa extensão de cerca de 5 ha (Figura 2). A queima foi acompanhada, sendo medidas as temperaturas à superfície e 5 cm abaixo da mesma imediatamente após a passagem do fogo. Estes dados, conjuntamente com a observação dos restos de vegetação incompletamente queimados e a profundidade de combustão do horizonte orgânico, permitiram fazer uma avaliação qualitativa da severidade do fogo, concluindo-se que o fogo foi de baixa severidade (Hungerford, 1996).

Foi realizado um levantamento da vegetação no terreno antes do fogo, identificando manchas com clara dominância de espécies representativas das principais comunidades de matos do PNM (IPB/ICN, 2007; Bompastor et al., 2009). Avaliou-se a abundância relativa das referidas espécies em 11 locais distribuídos aleatoriamente no terreno. A vegetação era constituída, por urze (Erica australis, 44% da superfície), carqueja (Chamaespartium tridentatum, 30%) e esteva (Cystus ladanifer, 26%). A ação do fogo não foi uniforme, tendo a carqueja e a urze ardido quase por completo, e parte significativa das manchas de esteva resistido à passagem do fogo (Figura 3).

A degradação física do solo, no quadro deste trabalho, foi avaliada através de uma propriedade, a permeabilidade, e de um processo hidrológico do solo, a erosão hídrica. Este é um processo evidente de degradação; a primeira está diretamente relacionada com o fluxo e o armazenamento de água no solo, deste modo controlando seja o potencial de biomassa no terreno, seja a geração de escoamento superficial da água de precipitação.

Figura 2. Realização da queima dos matos por fogo controlado na área de estudo e medição da

temperatura do solo após a passagem da frente de fogo (Março de 2011)

A permeabilidade foi avaliada em 11 locais distribuídos aleatoriamente na área de estudo,

antes, imediatamente após, dois e oito meses depois da ocorrência do fogo, a partir de amostras não perturbadas, colhidas em cilindros de 100 cm3, na camada de solo superficial (0-5 cm). A permeabilidade foi medida em permeâmetro de carga constante em circuito fechado, em laboratório.


271

Figura 3. Estado da superfície e cobertura vegetal em várias fases do ensaio: (a) antes do fogo,

(b) imediatamente após o fogo, (c) três meses e (d) seis meses após o fogo.

Seguindo metodologia e procedimentos de campo e laboratório conhecidos (Fonseca, 2005; Figueiredo et al., 2012), foram instaladas, nos dias subsequentes ao fogo, 6 parcelas de erosão de 4 m de comprimento por 1 m de largura, distribuídas em pares em 3 locais no topo da vertente adjacente à cumeada da área de estudo (Figura 4). As parcelas, limitadas por chapas metálicas enterradas, terminam na sua parte inferior por uma frente triangular de metal, dotada de um orifício pelo qual água e sedimento removidos da parcela são evacuados por uma mangueira para um reservatório de 10L de capacidade, colocado a jusante num buraco aberto no solo para o efeito. As colheitas de água e sedimento implicam a troca de reservatórios cheios por vazios e remoção do material retido nas frentes das parcelas. O volume de água e a massa de sedimento em suspensão foram determinados em laboratório, no segundo caso tomando uma mostra de 100 ml após forte agitação da água contida nos reservatórios, pesada depois de seca na estufa a 105ºC. Perda de solo (PS) e escoamento (E), em cada parcela e colheita, calcularam-se por (SedFrt – massa seca do sedimento recolhido nas frentes, g; SedSusp – massa seca do sedimento amostrado na água do reservatório, g; V – volume de água no reservatório, L; A – área da parcela, m2; o fator 10 acomoda a relação entre volumes de referência e amostrado):

PS (g m-2) = (SedFrte + 10 V SedSusp) / A E (mm) = V / A

Ao longo de 14 meses (Abril de 2011 a Maio de 2012), no ensaio ainda em curso, foram

realizadas 8 colheitas no final de períodos de precipitação significativa. Os totais do período de ensaio e do primeiro ano de ensaio correspondem à perda de solo e ao escoamento acumulados nas 8 colheitas e nas primeiras 7 colheitas, respetivamente.

Um udómetro, instalado na área de estudo, permitiu a medição dos totais de precipitação entre cada colheita.

Devido a vandalizações dos dispositivos instalados no terreno foi perdida informação relativa a perda de solo e escoamento, parcialmente em 3 colheitas e 2 parcelas, integralmente, numa colheita e parcela. Os dados em falta foram repostos, no primeiro caso, incorporando nos cálculos o valor médio do parâmetro em falta (ou dos relevantes para a sua determinação), calculado para o conjunto das parcelas restantes nessas colheitas. No segundo caso, assumiu-se a tendência de variação temporal do parâmetro em falta nas restantes parcelas como base das

(a) (b)

(c) (d)


272

estimativas dos valores em falta. Esta foi afetada, para a perda de solo, da tendência temporal de variação antecedente na mesma parcela para acomodar o historial de disponibilidade de partículas para o transporte erosivo na superfície do terreno.

P2 (12%)P1 (11%)

P3 P4(4%) (5%)

P5 P6(11%) (3%)

Figura 4. Dispositivo experimental para medição da erosão hídrica na área queimada: localização e declive (%) das 6 parcelas (centro direita), configuração das parcelas com dispositivo de recolha

de água e sedimento coberto (esquerda e direita), condição de superfície das parcelas após a instalação (centro, esquerda, direita).

Fonte: Imagem Google Earth, Novembro de 2012 (centro direita)

Foram calculados, para cada colheita e parcela, indicadores da resposta erosiva às precipitações, a saber: coeficiente de escoamento (razão entre escoamento e precipitação, %), concentração de sedimento no escoamento (razão entre perda de solo e escoamento, g L-1), perda de solo unitária (razão entre perda de solo e escoamento, g m-2 mm-1)

As avaliações da condição de superfície das parcelas e da evolução da vegetação na área de estudo não foram ainda incorporadas na análise de resultados apresentada.

O tratamento estatístico da informação coligida incluiu estatística descritiva, análise de variância (a um fator) e testes de comparação de médias (Tukey, p<0,05). 2. RESULTADOS

Para o período de 14 meses de ensaio foram registados 545,3 mm de precipitação, sendo o total global de escoamento e perda de solo no conjunto das parcelas de 13 mm e de 147,3 g m-2, respetivamente. A resposta erosiva global das parcelas neste período traduziu-se num coeficiente de escoamento de 2,4 %, com concentração de sedimento de 11 g L-1, sendo a perda de solo por unidade de precipitação de 0,27 g m-2 mm-1 (Quadro 1).

No mesmo período, a resposta erosiva das parcelas foi relativamente ampla, com o coeficiente de escoamento a variar entre 1,8 e 3,5%, a concentração de sedimento entre 8 e 14 g L-1, e a perda de solo unitária entre 0,18 e 0,51 g m-2 mm-1, nas parcelas de menor e de maior valor respetivamente. O escoamento menor registado foi de 9,8 mm na parcela 6, contra um máximo de 19,2 mm na Parcela 1, padrão que se repetiu para a perda de solo (respetivamente, 95,8 e 276,6 g m-2 nas parcelas indicadas) (Quadro 1).

Apuraram-se resultados de base anual para o primeiro ano de ensaio (12 meses), representados na Figura 5. Para uma precipitação de 354 mm, o escoamento anual médio nas 6 parcelas foi de 10,3 mm e a perda de solo de 128 g m-2. As Parcelas 1 e 6 representaram os extremos de resposta erosiva no ensaio, seja quanto ao escoamento (16,5 a 7,2 mm, respetivamente), seja quanto à perda de solo (245 a 89 g m-2, respetivamente). Tomando o conjunto dos registos do primeiro ano de ensaio, por parcela e por colheita, não se identificam diferenças significativas entre parcelas quanto ao escoamento do 1º ano de ensaio (p = 0,252), ao contrário da perda de solo, parâmetro em que as médias diferiram significativamente (p = 0,023) (Figura 5).


273

Quadro 1. Resultados globais do ensaio: precipitação total e valores médios e extremos dos totais de escoamento e perda de solo, e dos índices relacionados.

Parâmetro Mínimo Máximo Média Parcelas, Período de ensaio, Colheitas 6 Parcelas, 1/04/2011 – 30/05/2012, 8 Colheitas Precipitação total (mm) 545,3 Escoamento total (mm) 9,8 19,2 13,0 Perda de solo total (g m-2) 95,8 276,6 147,3 Coeficiente de escoamento (%) 1,8 3,5 2,4 Concentração de sedimento (g L-1) 8 14 11 Perda de solo unitária (g m-2 mm-1) 0,18 0,51 0,27

Em ambos os parâmetros, escoamento e perda de solo, registaram-se diferenças importantes entre colheitas, em resultado de uma variação temporal na resposta erosiva dos talhões. O padrão médio desta resposta no conjunto das parcelas está representado na Figura 6. Escoamento e perda de solo diferem claramente neste padrão, no primeiro caso aproximando-se da resposta linear, com uma correlação forte entre os valores acumulados de precipitação e de escoamento ao longo do ensaio (r2 = 0,954). Apesar disso, observam-se dois períodos nos quais a resposta erosiva foi mais produtiva em termos de exportação de água e sedimento das parcelas, designadamente os correspondentes à Colheitas 3 e 5. Nestes períodos, a perda de solo por unidade de precipitação foi expressivamente superior à das restantes colheitas, tornando o padrão de evolução temporal neste parâmetro distinto do escoamento. Independentemente disso, assinala-se que o padrão se assemelha, neste caso, a uma curva sigmoide, com perdas de solo tendencialmente menores ao longo do tempo.

165

73101

126

82 72103

245 c

93 a

136 b108 a95 a 89 a

128

354

0

100

200

300

400

P1 P2 P3 P4 P5 P6 Média P1 P2 P3 P4 P5 P6 Média Total

Escoamento (mmx0,1) Perda de Solo (g m-2) P (mm)

Figura 5. Resultados do primeiro ano de ensaio: escoamento e perda de solo totais médios e por parcela (P1 a P6), e precipitação total registada (valores seguidos por letras diferentes no topo das

colunas diferem significativamente, p<0,05).

A permeabilidade do solo no ensaio situou-se, em termos médios, nas classes rápida e muito rápida. Todavia, os valores deste parâmetro apresentaram uma muito acentuada dispersão, encontrando-se amostras até à classe muito lenta, em qualquer dos momentos de amostragem. É de assinalar que os valores medianos são sensivelmente inferiores aos médios, ainda assim indicando condições de fluxo de água no solo superficial não desfavoráveis na maioria das amostras. A média dos valores de permeabilidade evoluiu ao longo do tempo, decrescendo de 22 cm h-1, na condição original do solo, para 14 cm h-1 imediatamente após o fogo. Dois meses depois, a média subiu significativamente para 113 cm h-1, decrescendo para 36 cm h-1, 8 meses após o fogo, valor que difere significativamente dos restantes (Quadro 2).


274

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Valo

res a

cum

ulad

os

Precipitação acumulada (mm)

Escoamento (décimos de mm) Perda de solo (g m-2)

Figura 4. Evolução temporal do escoamento e da perda de solo ao longo do ensaio: média das 6

parcelas de erosão Quadro 2. Permeabilidade do solo superficial ao longo do ensaio: média e dispersão dos valores de 11 amostras (médias seguidas por letras diferentes diferem significativamente, p<0,05; DP –

Desvio-Padrão). Estatísticas Antes do fogo Após o fogo

Imediatamente 2 Meses 8 Meses Paramétricas Permeabilidade (cm h-1)

Média – DP - - 20 18 Média 22 a 14 a 113 c 36 b Média + DP 51 30 206 54

Não paramétricas Mínimo 0 1 17 16 Mediana 13 9 81 28 Máximo 94 50 250 76

3. DISCUSSÃO

Os resultados apresentados evidenciam as condições particulares do ensaio quanto à precipitação. O período de ensaio, especialmente no seu primeiro ano foi anormalmente seco (cerca de 40 % da média), de resto com uma distribuição muito diferente do padrão normal (chuva nos meses de Verão e um Inverno sem precipitação). Considerando que a precipitação é fator e agente de erosão hídrica, os resultados obtidos deverão refletir esta circunstância, pelo que se podem tomar as respostas erosivas como representativas de um mínimo potencial para as condições de ensaio.

A taxa anual de erosão no conjunto das parcelas (equivalente a 1,3 Mg ha-1) é inferior à tolerância de perda de solo em regra admitida para solos delgados de substrato não renovável (2,2 Mg ha-1 ano-1; Arnoldus, 1977), embora se aproxime do valor de 1,4 Mg ha-1 ano-1, em processo de aceitação como tolerância de perda de solo no espaço europeu (Verheijen et al., 2009). É também mais baixa do que a registada em parcelas de dimensão semelhante instaladas nos primeiros anos da plantação de um povoamento florestal, com condições de superfície semelhantes quanto à cobertura vegetal adventícia (Fonseca, 2005; Figueiredo et al., 2012). Em áreas ardidas, de floresta e mato, os registos são em regra superiores (Thomas et al., 1999; Andreu et al., 2001; Pardini et al., 2004; Campo et al., 2006; Gimeno-García et al., 2007), assim como em matos não submetidos ao fogo (Nunes et al., 2011). Interpretação no mesmo sentido é válida para os valores médios globais de escoamento anual (10,3 mm).


275

O baixíssimo total anual de precipitação justificará, em primeira aproximação, estes valores porquanto, tomando a perda de solo unitária calculada para o período de ensaio como elemento de estimativa (0,27 g m-2 mm-1), apura-se uma perda de 2,3 Mg ha-1 em ano de precipitação normal. Acresce que, outros fatores não explorados ainda na análise dos resultados podem concorrer para um baixo potencial de perda de solo nestas condições de ensaio. É particularmente o caso da elevada pedregosidade dos solo na área, situação semelhante à de outras áreas estudadas pelos autores no NE de Portugal (Figueiredo e Ferreira., 1993; Figueiredo, 2001; Fonseca, 2005; Figueiredo et al., 2012).

Os valores apurados ao nível da parcela de erosão sublinham a forte dispersão das séries de perda de solo e de escoamento, referenciada com frequência (e.g., Figueiredo, 2001; Fonseca, 2005). Nota-se que a perda de solo na Parcela 1 supera a tolerância aceite de 2,2 t ha-1 ano-1, mostrando que, no contexto da área de estudo e sob condições de baixa precipitação, podem esperar-se taxas pontuais de perda de solo severas.

As diferenças na resposta erosiva das parcelas, estatisticamente significativas no caso da perda de solo, não poderão ser atribuídas ao fator declive, já que a correlação positiva entre as duas variáveis não é significativa (r2 = 0,118). Assim, os fatores que explicarão as diferentes respostas erosivas observadas deverão associar-se a processos atuantes a uma escala menor do que a dimensão das parcelas. A evolução da cobertura vegetal do terreno, a pedregosidade e a rugosidade superficial nas parcelas são muito importantes para a resposta erosiva à micro-escala (Fonseca, 2005; Figueiredo et al, 2012). Ainda não incorporados na análise de resultados do ensaio, esses fatores deverão contribuir para melhor interpretar as diferenças registadas.

A evolução temporal da perda de solo e do escoamento em parcelas de erosão segue padrão já conhecido, verificado experimentalmente em áreas de solo nu ou escassamente revestido de vegetação (Fonseca, 2005; Figueiredo et al., 2012). Em dois dos períodos de precipitação antecedentes das colheitas de água e sedimento efetuadas, designadamente os da 3ª e da 5ª colheitas, a taxa de perda de solo foi elevada, parecendo corresponder, do ponto de vista de resposta erosiva à janela de perturbação muitas vezes assinalada em estudos de erosão em áreas ardidas (Prats, 2013; Malvar, 2013). Embora ocorrendo em momento relativamente precoce quando comparado com o desses estudos, os resultados mostram que a eles sucederam taxas sensivelmente mais baixas e consistentemente decrescentes. Nos períodos críticos assinalados, as taxas de perda de solo anual equivalente calculadas para um ano médio de precipitação na área de ensaio seriam de 8,7 e 6,6 Mg ha-1, para a 3ª e 5ª colheitas, respetivamente, valores superando largamente a tolerância de perda de solo.

A dispersão de valores de permeabilidade encontrada nas amostragens realizadas corresponde à situação típica observada nesta propriedade do solo (Hillel, 1998). O decréscimo da permeabilidade após o fogo relativamente à condição antecedente do solo é amplamente referenciado na literatura, em regra atribuído à hidrofobicidade do solo gerada pela libertação, por ação do fogo, de constituintes de natureza lipídica presentes no material vegetal ardido, condição de persistência muito variável em função da severidade do fogo e das condições ambientais prevalecentes após o fogo (Imeson et al., 1992; Hubbert et al., 2006; Are et al., 2009; Woods and Balfour, 2010). Os valores elevados da permeabilidade média, e mesmo da mediana, na área de ensaio mostram, todavia, que esse efeito não foi extensivamente apreciável e para tanto podem ter contribuído as condições de elevada humidade do solo nesse período do ano.

No caso em estudo, a persistência dessa condição pós-fogo foi curta, uma vez que a permeabilidade média determinada aos 2 meses após o fogo foi muito significativamente superior. A ocorrência do fogo poderá ter implicado a queima de raizame superficial da vegetação presente. Uma vez arenado ou desaparecido o efeito da hidrofobicidade inicial, a rede de bioporos determinada pelo raizame superficial, agora desimpedida pela queima do material vegetal, terá, aparentemente passado a assegurar um fluxo preferencial, mais rápido, da água, explicando, assim, a elevada permeabilidade do solo superficial determinada 2 meses após o fogo.

O decréscimo para valores significativamente inferiores de permeabilidade aos 8 meses após o fogo, ainda assim significativamente superiores aos do início do ensaio (antes e após o fogo), pode explicar-se pelo rearranjo e consolidação da estrutura do solo na nova condição determinada pelo fogo. De facto, para esta nova condição concorrem efeitos de sentido oposto como a precipitação, o colapso parcial de bioporos vazios, a instalação de vegetação adventícia, o restabelecimento da flora microbiana e da atividade biológica do solo. Os resultados indicam que o balanço dos efeitos acima sugeridos, determinou, ao fim de 8 meses após o fogo, a manutenção, em termos médios, de condições para um fluxo rápido de água no solo superficial. Estes resultados podem também justificar o baixo coeficiente de escoamento calculados para o período


276

de ensaio, uma vez que são uma expressão das condições favoráveis à infiltração de água no solo prevalecentes nas parcelas. CONCLUSÕES

Embora os valores absolutos reportados relativamente às variáveis indicadoras de degradação física do solo por efeito do fogo na área de matos em estudo, não sejam expressivos, elucidam no entanto sobre a complexidade das respostas nos processos hidrológicos e do solo nestas condições.

Para além disso, e no que respeita em especial a erosão hídrica, há que considerar o facto de a condição de partida corresponder a solos delgados, já degradados na sua capacidade de atender aos requisitos básicos de suporte de uma cobertura vegetal significativa para a proteção do solo. As taxas de erosão apuradas neste trabalho, para uma condição potencial associada à muito baixa precipitação registada, situaram-se próximo de 1,5 Mg ha-1 ano-1. Estes valores e as condições experimentais em que se registaram, próximos dos limites de tolerância de perda de solo em processo de aceitação na Europa, permitem considerar, em termos conclusivos, que o ensaio confirma a especial sensibilidade das áreas ardidas aos processos de degradação física do solo em consequência do fogo, situação em que os matos se incluem.

Estas razões impõem a necessidade prosseguir e aprofundar os trabalhos experimentais no terreno nestas áreas. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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279

IMPLEMENTATION OF TECHNIQUES TO CONTROL POST-FIRE EROSION IN GALICIA (NW IBERIAN PENINSULA): EFFECTS ON SOIL QUALITY

A. Barreiro Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de

Compostela, España [email protected]

A. Lombao

Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de Compostela, España

A. Martín


T. Carballas


M.T. Fontúrbel

Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Pontevedra, España

J.A. Vega Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Pontevedra, España

C. Fernández


M. Díaz-Raviña Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de

Compostela, España

ABSTRACT

The effect of fire and different post-fire stabilization treatments (seeding, mulching) was evaluated. The study was performed with unburnt and burnt soil samples collected from the top layer of two soils highly susceptible to suffer post-fire erosion (slope 30-50%) under scrublands, one soil developed over granite and affected by an experimental fire and other soil developed over schist and affected by a wildfire. Samples were collected at different times over one year period and different soil physical, chemical and biochemical properties (texture, water repellence, aggregate stability, water retention, pH, total C, total N, electric conductivity, microbial biomass

-glucosidase activities) were analyzed. The data clearly showed that soil properties analyzed showed a different sensitivity to detect the fire impact, which was also determined by the fire severity and time passed after fire event. In contrast, the soil stabilization treatments (seeding, mulching) showed slight effect or even no effect on most soil properties analyzed and hence on soil quality of these burnt ecosystems.

Key words: Experimental fire, wildfire, soil stabilization treatments, soil quality


280

APLICACIÓN DE TÉCNICAS CONTRA LA EROSIÓN POST-INCENDIO EN

GALICIA (NO PENÍNSULA IBÉRICA): EFECTOS SOBRE LA CALIDAD DEL SUELO

RESUMEN

Se evaluó el efecto del fuego y de diferentes tratamientos de protección del suelo contra la erosión post-incendio (siembra de herbáceas, acolchado de paja) sobre la calidad del suelo. El estudio se realizó con muestras no quemadas y quemadas del horizonte superficial de dos suelos altamente susceptibles de sufrir erosión (pendiente 30-55%) bajo matorral, uno desarrollado sobre granito y afectado por un fuego experimental y el otro, desarrollado sobre esquistos, afectado por un incendio no controlado de alta intensidad. Se analizaron diversas propiedades físicas, químicas y bioquímicas (textura, repelencia al agua, estabilidad de los agregados, capacidad de retención de agua, pH, C total, N total, conductividad eléctrica, C biomasa,

-glucosidasa y ureasa) en las muestras no quemadas y quemadas recogidas a diferentes intervalos de tiempo durante un año. Los resultados demostraron claramente que las propiedades analizadas presentaban una diferente sensibilidad para detectar el impacto del fuego y que el efecto del fuego dependía de la severidad del incendio y del tiempo transcurrido tras el paso del fuego. En lo que respecta a los tratamientos de estabilización del suelo (siembra de herbáceas, acolchado de paja) se observó un ligero efecto o ningún efecto a corto y medio plazo (1 año) sobre la calidad del suelo quemado.

Palabras clave: Fuego experimental, incendio no controlado, tratamientos de estabilización, calidad del suelo

INTRODUCCIÓN

En Galicia los incendios forestales constituyen una grave amenaza para los ecosistemas

forestales al provocar año tras año graves daños tales como la destrucción de la vegetación, la degradación del suelo y la irreversible pérdida de suelos y nutrientes por procesos de erosión post-incendio, ocasionando así desastres ecológicos de gran magnitud y numerosas pérdidas económicas (Carballas et al., 2009). El objetivo de este trabajo fue evaluar el efecto del fuego y de diferentes tratamientos de protección del suelo contra la erosión post-incendio (siembra de herbáceas, acolchado de paja) sobre la calidad del suelo. 1. MATERIAL Y MÉTODOS

El estudio se realizó con muestras no quemadas y quemadas del horizonte superficial de dos suelos altamente susceptibles de sufrir erosión (pendiente 30-55%) bajo matorral, uno desarrollado sobre granito y afectado por un fuego experimental y el otro, desarrollado sobre esquistos, afectado por un incendio no controlado de alta intensidad. Los suelos forestales proceden de Laza, en Ourense, donde se produjo un incendio forestal no controlado de alta intensidad en septiembre del 2010, y de A Estrada, en Pontevedra, donde se realizó una quema controlada de baja intensidad en septiembre del 2009. Ambos suelos tienen un pH ácido (3,6-4,5) y elevado contenido en materia orgánica (14-23 %), como ocurre en la mayoría de los suelos forestales gallegos (Carballas et al., 2009). En ambos suelos, para frenar la erosión post-incendio, se aplicaron, por triplicado en parcelas de dimensiones de 5 m de ancho x 20 m de largo, dos tratamientos de control de la erosión post-incendio, paja en una concentración de 250 g m-2 (QM) y una mezcla de semillas de gramíneas y leguminosas (Lolium multiflorum, 35%; Trifolium repens, 25%; Dactylis glomerata, 20%; Festuca arundinacea, 10%; Festuca rubra, 5%, Agrotis tenuis, 5%) en dosis de 45 g m-2 (QS) y se compararon estos tratamientos con los suelos quemados sin añadir ningún tratamiento (Q) y con los suelos no quemados de zonas adyacentes a las quemadas (N).


281

Las muestras de suelo se recogieron del horizonte A (0-2 cm), a diferentes intervalos de tiempo después de la aplicación de los tratamientos (inmediatamente y a los 3, 6 y 12 meses después), analizándose la fracción menor de 2 mm. Se determinaron diversas propiedades físicas, químicas y bioquímicas (textura, repelencia al agua, estabilidad de los agregados, capacidad de retención de agua, pH, C total, N total, conductividad eléctrica, C biomasa, actividades glucosidasa y ureasa) en las muestras no quemadas y quemadas recogidas a diferentes intervalos de tiempo durante un año. Para la caracterización fisico-química se utilizaron los métodos descritos por Guitián-Ojea y Carballas (1976). El C de la biomasa se determinó por el método de fumigación-extracción (Díaz-Raviña et al., 1992) y las actividades enzimáticas de los ciclos del C (ß-glucosidasa) y N (ureasa) mediante los procedimientos descritos por Eivazi y Tabatabai (1988) y Kandeler y Geber (1988), respectivamente. Con el fin de evaluar la calidad del suelo considerando conjuntamente diversas propiedades del ecosistema edáfico e identificar los principales factores que la determinan y, en consecuencia, la eficacia de los tratamientos de estabilización del suelo, los valores de todos los parámetros analizados (propiedades físicas, químicas y bioquímicas), se trataron estadísticamente por análisis de componentes principales usando el programa SPSS 15.0. 2. Resultados y discusión

Independientemente de las muestras de suelo analizadas, las propiedades físicas

analizadas (textura, repelencia al agua, estabilidad de los agregados) no resultaron afectadas por el fuego (datos no mostrados). La evolución de las propiedades químicas, físico-químicas y bioquímicas analizadas en las muestras no quemadas y quemadas de los dos suelos afectados por el fuego se muestran en las Tablas 1 y 2.

Tabla 1. Propiedades físicas, físico-químicas, químicas y bioquímicas en las diferentes épocas de muestreo de los suelos de Laza (media de las réplicas de campo ± error estándar). Tratamientos: N, suelo no quemado; Q, suelo quemado; QS, suelo quemado con siembra de herbáceas; QM,

suelo quemado con mulching de paja. Tiempos: 0, inmediatamente después de la quema; 3 meses después de la quema; 6 meses después de la quema y 12 meses después de la quema.

Tratamientos

LAZA Tiempo (meses)

N Q QS QM

Humedad (%)

0 22,5 ± 0,4 9,26 ± 1,24 7,73 ± 1,06 8,49 ± 1,15

3 45,0 ± 0,8 32,4 ± 0,4 34,4 ± 2,2 32,1 ± 1,3

6 35,0 ± 1,5 29,2 ± 1,3 30,6 ± 3,8 31,2 ± 0,4

12 26,4 ± 1,1 12,8 ± 1,6 14,0 ± 2,2 18,3 ± 1,1

Capacidad de campo

(g H2O kg-1)

0 899 ± 4 603 ± 4 577 ± 3 590 ± 3

3 924 ± 2 612 ± 2 679 ± 5 623 ± 1

6 872 ± 1 537 ± 1 565 ± 6 579 ± 4

12 770 ± 0 501 ± 2 460 ± 2 488 ± 1

Conductividad (µS cm-1)

0 16,0 ± 0,6 102 ± 6 102 ± 7 102 ± 5

3 30,0 ± 2,9 28,0 ± 1,7 29,0 ± 0,0 38,0 ± 4,0

6 50,7 ± 12,4 26,8 ± 0,6 24,5 ± 2,2 25,5 ± 1,1

12 23,5 ± 1,1 25,2 ± 1,5 30,1 ± 0,7 30,5 ± 2,8

pH H2O

0 3,67 ± 0,03 4,15 ± 0,02 4,13 ± 0,01 4,12 ± 0,00

3 3,94 ± 0,01 4,48 ± 0,01 4,46 ± 0,04 4,55 ± 0,01

6 3,42 ± 0,00 4,25 ± 0,02 4,16 ± 0,03 4,07 ± 0,04

12 3,67 ± 0,01 4,09 ± 0,01 4,05 ± 0,03 4,10 ± 0,04

C Total (g kg-1)

0 218 ± 5 154 ± 4 152 ± 7 151 ± 10

3 233 ± 8 147 ± 2 158 ± 9 162 ± 14

6 239 ± 6 143 ± 7 154 ± 8 157 ± 11

12 216 ± 14 140 ± 7 132 ± 15 139 ± 11


282

C Biomasa (mg kg-1)

0 3297 ± 170 1443 ± 116 1457 ± 170 1471 ± 167

3 2996 ± 165 1342 ± 112 1373 ± 75 1461 ± 198

6 2045 ± 95 524 ± 82 641 ± 174 729 ± 52

12 3316 ± 91 1510 ± 129 2020 ± 250 1760 ± 341

Ureasa (µg NH4

+ g-1 h-1)

0 169 ± 12 27,5 ± 5,4 25,6 ± 12,4 23,7 ± 7,0

3 218 ± 7 68,0 ± 2,2 82,9 ± 11,3 77,7 ± 4,9

6 201 ± 4 47,3 ± 5,0 51,0 ± 11,4 52,2 ± 4,2

12 144 ± 12 56,2 ± 12,9 36,3 ± 6,0 56,8 ± 10,6

Glucosidasa (μg p-nitrofenol

g-1 h-1)

0 61,2 ± 2,8 54,4 ± 12,5 54,9 ± 2,8 55,4 ± 12,0

3 37,7 ± 0,4 83,2 ± 7,9 80,6 ± 18,4 96,6 ± 6,6

6 14,7 ± 4,9 58,1 ± 6,3 36,9 ± 3,2 67,0 ± 18,1 12 28,5 ± 7,6 68,2 ± 8,0 62,9 ± 6,6 71,1 ± 19,3

Tabla 2. Propiedades físicas, físico-químicas, químicas y bioquímicas en las diferentes épocas de

muestreo de los suelos de A Estrada (media de las réplicas de campo ± error estándar). Tratamientos: N, suelo no quemado; Q, suelo quemado; QS, suelo quemado con siembra de

herbáceas; QM, suelo quemado con mulching de paja. Tiempos: 0, inmediatamente después de la quema; 3 meses después de la quema; 6 meses después de la quema y 12 meses después de la

quema. Tratamientos

A ESTRADA Tiempo (meses)

N Q QS QM

Humedad (%)

0 37,8 ± 1,1 36,2 ± 2,7 34,2 ± 3,2 36,0 ± 1,4

3 42,8 ± 1,2 41,4 ± 0,8 44,3 ± 1,4 42,2 ± 1,3

6 38,5 ± 0,7 35,0 ± 1,1 34,7 ± 2,1 37,8 ± 0,6

12 34,5 ± 1,6 35,9 ± 0,5 37,6 ± 1,1 38,2 ± 0,9

Capacidad de campo

(g H2O kg-1)

0 853 ± 48 780 ± 28 836 ± 40 800 ± 20

3 868 ± 28 866 ± 29 893 ± 50 826 ± 32

6 820 ± 11 806 ± 22 856 ± 50 844 ± 23

12 758 ± 26 701 ± 26 745 ± 35 742 ± 28

Conductividad (µS cm-1)

0 117 ± 15 149 ± 5 164 ± 16 193 ± 22

3 52 ± 2 49 ± 2 41 ± 5 42 ± 4

6 44 ± 4 44 ± 2 40 ± 1 51 ± 4

12 45 ± 5 43 ± 3 40 ± 2 50 ± 4

pH H2O

0 3,85 ± 0,04 4,17 ± 0,02 4,18 ± 0,03 4,10 ± 0,08

3 3,74 ± 0,05 4,21 ± 0,05 4,37 ± 0,08 4,34 ± 0,06

6 3,79 ± 0,03 3,99 ± 0,05 3,98 ± 0,03 4,01 ± 0,03

12 3,67 ± 0,03 3,94 ± 0,07 3,86 ± 0,05 3,92 ± 0,04

C Total (g kg-1)

0 180 ± 6 165 ± 7 168 ± 4 175 ± 6

3 177 ± 5 186 ± 9 185 ± 7 179 ± 8

6 182 ± 2 166 ± 7 187 ± 7 182 ± 5

12 182 ± 8 171 ± 2 177 ± 7 176 ± 5

C Biomasa (mg kg-1)

0 1809 ± 156 1188 ± 88 1426 ± 102 1571 ± 23

3 1577 ± 93 1267 ± 163 1175 ± 92 1076 ± 68

6 2251 ± 100 1874 ± 65 1848 ± 77 1967 ± 103

12 1895 ± 179 1656 ± 251 1740 ± 252 1558 ± 111

Ureasa (µg NH4

+ g-1 h-1)

0 55,1 ± 4,0 36,1 ± 2,4 36,4 ± 3,0 37,4 ± 3,9

3 33,6 ± 2,9 23,1 ± 3,0 22,6 ± 1,0 18,1 ± 1,0

6 56,8 ± 4,6 41,5 ± 3,7 40,2 ± 5,6 41,4 ± 2,6


283

12 78,1 ± 8,9 55,1 ± 10,7 50,1 ± 7,9 44,2 ± 2,4

Glucosidasa

(μg p-nitrofenol g-1 h-1)

0 101,5 ± 6,9 90,3 ± 4,2 80,4 ± 7,7 96,1 ± 4,6

3 149,6 ± 8,6 95,1 ± 9,2 86,7 ± 14,0 100,4 ± 15,0

6 105,3 ± 4,4 104,4 ± 9,7 110,2 ± 9,1 85,7 ± 10,6

12 66,7 ± 9,6 39,3 ± 4,4 29,7 ± 4,4 29,7 ± 1,6

En general, el fuego provocó un incremento de la conductividad eléctrica y del pH del suelo mientras que el contenido de materia orgánica y las propiedades relacionadas con la misma disminuyeron. El fuego causó también un descenso inicial de la biomasa microbiana y de las actividades enzimáticas. Los resultados concuerdan con estudios previos realizados en la misma zona mostrando tanto la influencia de la severidad del fuego como de la propiedad edáfica analizada a la hora de evaluar los impactos del fuego (Martín et al., 2009, 2012; Barreiro et al., 2010; Díaz-Raviña et al., 2012; Fontúrbel et al., 2012). La evolución temporal de las propiedades analizadas indicó claramente que: a) el impacto del fuego experimental era de poca importancia (suelo de A Estrada) mientras que los impactos del incendio no controlado de alta severidad (suelo de Laza) perduraban incluso un año después del incendio b) los tratamientos de estabilización del suelo (siembra de herbáceas, mulching) no modificaban o modificaban ligeramente la mayoría de las propiedades analizadas (físicas, físico-químicas, químicas y bioquímicas) y, por consiguiente la calidad del suelo quemado.

En la Figura 1 se muestran los resultados del análisis de componentes principales, realizado con la matriz de los valores de las propiedades del suelo analizadas, en el plano definido por los factores 1 y 2 que juntos explican un 61 % de la varianza y nos permite analizar, de una forma global, la calidad de las muestras de suelo analizadas.

Figura 1. Distribución de las muestras en el análisis de componentes principales realizado con los valores de las propiedades del suelo obtenidos en las diferentes épocas de muestreo de los suelos

de A Estrada y Laza (media de las réplicas de campo). Tratamientos: N, suelo no quemado; Q, suelo quemado; QS, suelo quemado con siembra de herbáceas; QM, suelo quemado con

mulching de paja. Tiempos: 1, inmediatamente después de la quema; 2, 3 meses después de la quema; 3, 6 meses después de la quema; 4, 12 meses después de la quema.


284

El factor 1, que explicaba el 37 % de la varianza, separó las muestras de los suelos no quemados (parte positiva del factor 1) de las muestras de los correspondientes suelos quemados (parte negativa del factor 1). Tal como era de esperar el impacto del incendio no controlado de alta severidad (suelo de Laza) sobre la calidad del suelo era de mucha mayor magnitud y persistencia en el tiempo que el efecto del fuego experimental (quema de baja severidad), atribuyéndose dicho efecto a las variaciones en el pH y las variables relacionadas con el contenido de materia orgánica del suelo. En cuanto al factor 2, que explicaba un 24 % de la varianza, se observó que separaba las muestras del suelo de A Estrada (parte positiva del eje 2) de las muestras del suelo de Laza (parte negativa del eje 2).

Los datos demostraron claramente que las propiedades analizadas presentaban una diferente sensibilidad para detectar el impacto del fuego y que el efecto del fuego dependía de la severidad del incendio y del tiempo transcurrido tras el paso del fuego. En lo que respecta a los tratamientos de estabilización del suelo (siembra de herbáceas, acolchado de paja) se observó un ligero efecto o ningún efecto a corto y medio plazo (1 año) sobre la calidad del suelo quemado. Estos resultados están de acuerdo con estudios previos que analizan el efecto inmediato y a corto plazo del fuego y de los tratamientos contra la erosión post-incendio sobre la microbiota edáfica caracterizada en base a parámetros relacionados con la masa y actividad de los microorganismos (Díaz-Raviña et al., 2012; Fontúrbel et al. 2012). AGRADECIMIENTOS Trabajo financiado por el Ministerio Español de Economía y Competitividad (AGL2012-39686-C02-01) y por la Fundación MAFRE. A. Barreiro y A. Lombao son becarias FPU del Ministerio Español de Educación. REFERENCIAS BARREIRO A., MARTÍN A., CARBALLAS T., DÍAZ-RAVIÑA M. 2010. Response of soil microbial

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285

IMPLEMENTATION OF TECHNIQUES TO CONTROL POST-FIRE EROSION IN GALICIA (NW IBERIAN PENINSULA): EFFECTS ON MICROBIAL COMMUNITY

A. Lombao Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de

Compostela, España [email protected]

A. Barreiro


[email protected]

A. Martín Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de

Compostela, España

T. Carballas Instituto de Investigaciones Agrobiológicas de Galicia del CSIC (IIAG-CSIC), Santiago de

Compostela, España

M.T. Fontúrbel Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Pontevedra, España

J.A. Vega


C. Fernández Centro de Investigación Forestal de Lourizán, Consellería de Medio Rural, Pontevedra, España

M. Díaz-Raviña


ABSTRACT The phospholipid fatty acid analysis (PLFA pattern) was used to characterize the microbial community of different burnt soils with different post-fire treatments (seeding and mulching). The study was performed with unburnt and burnt soil samples collected from the top layer of two soils highly susceptible to suffer post-fire erosion (slope 30-50%) under scrublands, one soil developed over granite affected by an experimental fire and other soil developed over schist affected by a wildfire. Samples were collected at different times over one year period. The results of principal component analyses performed with PLFA data allowed us to differentiate, firstly, microbial communities of two different soils and, secondly, for same soil burnt samples from the corresponding unburnt samples, being the fire effect more accentuated for the soil affected by wildfire. The data also showed a clear sampling time influence on the soil microbial community structure, particularly in soil affected by experimental fire,


286

which is in agreement with the seasonal variation of microbial parameters. Concerning the soil stabilization treatments (seeding, mulching), although slight changes with respect to the corresponding burnt soil samples were detected, this effect was of less magnitude than that observed for experimental fire or wildfire.

Key words: Experimental fire, wildfire, soil stabilization treatments, PLFA pattern

APLICACIÓN DE TÉCNICAS CONTRA LA EROSIÓN POST-INCENDIO EN GALICIA (NO PENÍNSULA IBÉRICA): EFECTOS SOBRE LA COMUNIDAD

MICROBIANA

RESUMEN Se caracterizaron, mediante el análisis de biomarcadores moleculares tales como los ácidos grasos de los fosfolípidos (PLFA pattern), las comunidades microbianas de diferentes suelos quemados con diferentes tratamientos de protección del suelo contra la erosión post-incendio (siembra de herbáceas, acolchado de paja). El estudio se realizó con muestras no quemadas y quemadas del horizonte superficial de dos suelos altamente susceptibles de sufrir erosión (pendiente 30-55%) con una vegetación de matorral, uno desarrollado sobre granito y afectado por un fuego experimental y el otro, desarrollado sobre esquistos, afectado por un incendio no controlado de alta intensidad, recogidas a diferentes intervalos de tiempo durante un año. Los resultados de los análisis de componentes principales realizados con los valores de los PLFA permitieron diferenciar, en primer lugar, las comunidades microbianas de los diferentes suelos y, en segundo lugar, y dentro de cada suelo, las muestras quemadas de las correspondientes muestras control no quemadas, siendo el efecto del fuego más acusado en el caso del incendio no controlado. También se observó una clara influencia de la época de muestreo sobre la composición de la comunidad microbiana de los dos suelos, particularmente en el suelo afectado por el fuego experimental, confirmando la variación estacional de los parámetros microbianos. Por lo que respecta a los tratamientos de estabilización del suelo (siembra de herbáceas, acolchado de paja), aunque se observaron pequeñas diferencias con respecto al correspondiente suelo control quemado, el efecto era de mucha menor magnitud que el originado por el fuego experimental o el incendio no controlado.

Palabras clave: Fuego experimental, incendio no controlado, tratamientos de estabilización, PLFA pattern.

INTRODUCCIÓN

Los matorrales, ecosistemas de gran importancia en Galicia, año tras año están siendo afectados por el fuego, originando pérdidas enormes de suelo y nutrientes por erosión (Carballas et al., 2009). La microbiota edáfica, principal agente responsable de la fertilidad del suelo, está también afectada por el impacto de los incendios forestales no controlados y de las quemas controladas (Díaz-Raviña et al., 2012; Fontúrbel et al., 2012), y de ahí la importancia de su estudio. El objetivo de este trabajo fue caracterizar mediante el análisis de biomarcadores moleculares tales como los ácidos grasos de los fosfolípidos (PLFA pattern) las comunidades microbianas de diferentes suelos quemados con diferentes tratamientos de protección del suelo contra la erosión post-incendio (siembra de herbáceas, acolchado de paja).


287

1. MATERIAL Y MÉTODOS

El estudio se realizó con muestras no quemadas y quemadas del horizonte superficial de dos suelos altamente susceptibles de sufrir erosión (pendiente 30-55%) bajo matorral, uno desarrollado sobre granito y afectado por un fuego experimental y el otro, desarrollado sobre esquistos, afectado por un incendio no controlado de alta intensidad. Los suelos forestales proceden de Laza, en Ourense, donde se produjo un incendio forestal no controlado de alta intensidad en septiembre del 2010, y de A Estrada, en Pontevedra, donde se realizó una quema controlada de baja intensidad en septiembre del 2009. Ambos suelos tienen un pH ácido (3,6-4,5) y elevado contenido en materia orgánica (14-23 %), como ocurre en la mayoría de los suelos forestales gallegos (Carballas et al., 2009). En ambos suelos, para frenar la erosión post-incendio, se aplicaron, por triplicado en parcelas de dimensiones de 5 m de ancho x 20 m de largo, dos tratamientos de control de la erosión post-incendio, paja en una concentración de 250 g m-2 (QM) y una mezcla de semillas de gramíneas y leguminosas (Lolium multiflorum, 35%; Trifolium repens, 25%; Dactylis glomerata, 20%; Festuca arundinacea, 10%; Festuca rubra, 5%, Agrotis tenuis, 5%) en dosis de 45 g m-2 (QS) y se compararon estos tratamientos con los suelos quemados sin añadir ningún tratamiento (Q) y con los suelos no quemados de zonas adyacentes a las quemadas (N). Las muestras de suelo se recogieron del horizonte A (0-2 cm), a diferentes intervalos de tiempo después de la aplicación de los tratamientos (inmediatamente y a los 3, 6 y 12 meses después), analizándose la fracción menor de 2 mm.

La estructura de la comunidad se caracterizó mediante el análisis de los ácidos grasos de los fosfolípidos (PLFA) siguiendo el procedimiento descrito por Frostegård et al. (1993) que identifica de 30 a 35 ácidos grasos distintos con 14-20 átomos de C. En síntesis, los PLFA fueron extraídos del suelo con una mezcla de cloroformo, metanol y tampón citrato, separados en la fase orgánica (cloroformo) y fraccionados en columnas de ácido salicílico para separar los fosfolípidos (lípidos polares) de los restantes lípidos (lípidos neutros y glicolípidos). Finalmente, estos fosfolípidos fueron sometidos a metanolisis para obtener ésteres metílicos de los ácidos, que se cuantificaron por cromatografía de gases en base a sus tiempos de retención, relativos al de un estándar interno (19:0). Los valores de PLFA, expresados en nmoles (%), se trataron estadísticamente por análisis de componentes principales usando el programa SPSS 15.0, con el fin de determinar las principales diferencias en el perfil de los PLFA en función del tratamiento aplicado al suelo. 2. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En la Figura 1 se muestran los resultados del análisis de componentes principales, realizado

con la matriz de los valores de los ácidos grasos de los fosfolípidos, en el plano definido por los factores 1 y 2 que juntos explican un 48% de la varianza.

El factor 1, que explicó el 30% de la varianza, separó las muestras del suelo de A Estrada (situadas en la parte positiva del factor 1) caracterizadas por presentar elevadas concentraciones de ácidos grasos saturados característicos de bacterias (br18:0, i17:0, cy17:0, i17:0, a17:0, cy19:0, i15:0), de las muestras del suelo de Laza (parte negativa del factor 1) que presentaron altas concentraciones de ácidos grasos no saturados (18:2�6, 18:��; 18:1, 16:1�7c). En cuanto al factor 2, que explicó un 18% de la varianza, se observó que separaba las muestras de los suelos quemado de las de los no quemados, caracterizadas por presentar concentraciones más altas de los ácidos grasos 16:1�5, 18:1�7, 16:1�9.

La Figura 2 muestra los resultados de los análisis de componentes principales, realizados con las matrices de datos de los ácidos grasos de los fosfolípidos de las muestras de los dos suelos analizados recogidas inmediatamente después de la quema y al final del experimento (12 meses) en los planos definidos por los factores 1 y 2 que juntos explicaron un 55% de la varianza.


288

Figura 1. Distribución de muestras (A) y de variables (B) en el análisis de componentes principales

realizados con los valores de la estructura de la comunidad (patrón PLFA) obtenidos en las diferentes épocas de muestreo de los suelos de A Estrada y Laza (media de las réplicas de campo ± error estándar). Tratamientos: N, suelo no quemado; Q, suelo quemado; QS, suelo quemado con siembra de herbáceas; QM, suelo quemado con mulching de paja. Tiempos: 1,

inmediatamente después de la quema; 2, 3 meses después de la quema; 3, 6 meses después de la quema; 4, 12 meses después de la quema.


289

Figura 2. Distribución de muestras (A) y de variables (B) en el análisis de componentes principales

realizados con los valores de la estructura de la comunidad (patrón PLFA) obtenidos al inicio (1, inmediatamente después de la quema) y al final del experimento (4, 12 meses después) de los suelos de A Estrada y Laza (media de las réplicas de campo ±error estándar). Tratamientos: N,

suelo no quemado; Q, suelo quemado; QS, suelo quemado con siembra de herbáceas; QM, suelo quemado con mulching de paja.

Se observó de nuevo que el tipo de suelo fue el factor que ejerció más influencia sobre la

estructura de la comunidad, seguido, en orden de importancia, por el quemado del suelo. Asimismo los resultados también mostraron un diferente efecto del paso del fuego en el medio edáfico, en el suelo de Laza (incendio no controlado de alta severidad) los efectos fueron de mucha mayor magnitud y permanecían o incluso se incrementaban con el tiempo, en el suelo de A Estrada (fuego experimental de baja severidad), debido a las bajas temperaturas de la quema, los efectos fueron mucho menores y de similar magnitud que los de la estación del año y, además, tendieron a atenuarse con el tiempo. Los datos también demostraron claramente que los


290

tratamientos de estabilización del suelo ensayados (mulching de paja y siembra de herbáceas) no modificaban significativamente la estructura de la comunidad microbiana. Estos resultados están de acuerdo con estudios previos indicando un efecto similar del fuego y de los tratamientos contra la erosión post-incendio sobre la microbiota edáfica caracterizada en base a parámetros relacionados con la masa y actividad de los microorganismos (Barreiro et al., 2010; Díaz-Raviña et al., 2012, 2013; Fontúrbel et al. 2012; Lombao et al., 2013; Martín et al., 2013). AGRADECIMIENTOS Trabajo financiado por el Ministerio Español de Economía y Competitividad (AGL2012-39686-C02-01) y por la Fundación MAFRE. A. Barreiro y A. Lombao son becarias FPU del Ministerio Español de Educación. REFERENCIAS BARREIRO, A., MARTÍN, A., CARBALLAS, T., DÍAZ-RAVIÑA, M. 2010. Response of soil microbial

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291

CHOVE E NÃO TRÁS GUARDA-CHUVA, EROSÃO HÍDRICA PÓS INCÊNDIO – CASO DE ESTUDO INCÊNDIO TAVIRA-SÃO BRÁS DE ALPORTEL JULHO DE

2012

Elina Baptista Universidade do Algarve, Faculdade de Ciências e Tecnologia, Portugal

[email protected]

Nuno Simões Universidade do Algarve, Faculdade de Ciências e Tecnologia, Portugal

[email protected]

Fernando M. Granja Martins Centre for Natural Resources and the Environment – CERENA Department of Civil Engineering, University of Algarve, Portugal

[email protected]

Helena Fernandez Centre for Natural Resources and the Environment – CERENA

Research Centre for Spatial and Organizational Dynamics – CIEO Department of Civil Engineering, University of Algarve, Portugal

[email protected]

Antonio Jordán MED_Soil Research Group

Department of Crystallography, Mineralogy and Agricultural Chemistry, University of Seville, Spain [email protected]

Lorena M. Zavalla

MED_Soil Research Group Department of Crystallography, Mineralogy and Agricultural Chemistry, University of Seville, Spain

[email protected]

RESUMO Neste estudo pretende-se aplicar as ferramentas de um Sistema de Informação Geográfica para avaliar a erosão do solo através do modelo empírico da Equação Geral da Perda do Solo, em dois cenários - paisagem antes do incêndio e pós o incêndio. A cartografia gerada servirá de base a estudos de avaliação de estratégias de controlo e mitigação dos processos de perda de solo. A área de estudo corresponde à zona afetada pelo incêndio florestal, que assolou os municípios de Tavira e São Brás de Alportel em Julho de 2012, num dos incêndios de maiores dimensões registado nos últimos anos em Portugal. Está limitada pelas coordenadas Xmin=597859.20m; Xmax=617419.20m; Ymin=4111805.66m; Ymax=4133765.66m do sistema UTM-WGS84. Esta área desenvolve-se numa paisagem pertencente à serra do Caldeirão. Esta unidade da serra algarvia caracteriza-se pela presença de solos pobres e incipientes e pela presença de vegetação Mediterrânica. A nível socioeconómico, a área em estudo surge caracterizada como a sub-região algarvia economicamente mais débil, apresentando como produções mais rentáveis as culturas de montado de sobro e os medronhais. Atendendo aos dois cenários verifica-


292

se que o incêndio teve um impacto negativo no processo de erosão hídrica do solo. Após o incêndio a declividade passa a ser o fator condicionante para a perda de solo.

Palavra Chave: Incêndio, Erosão Hídrica; Perda de Solo; Sistema de Informação Geográfica; Declividade.

ABSTRACT

In this study we pretend apply the tools of a Geographic Information System to evaluate the soil erosion process, based on an empirical model of the Universal Soil Loss Equation in two cases, before and after fire. The cartography generated will be used as base for the study of the evaluation of strategy control and mitigation of the soil loss process. The study area is located, in the Algarve region, limited by coordinates Xmin=597859.20m; Xmax=617419.20m; Ymin=4111805.66m; Ymax=4133765.66m in UTM-WGS84 system, which comprises the area affected by the forest fire that swept the municipalities of Tavira and São Brás de Alportel in July 2012, being the biggest fire registered in the last years in Portugal. The study area belongs to Caldeirão hills. This unit of Algarve hills is characterized by the presence of poor and incipient soils with Mediterranean vegetation. At socioeconomic level, this area becomes characterized as a more fragile economic sub-region in Algarve, presenting productions more profitable the cork oak forests and thickets of arbutus. Considering the two scenarios is verified that the fire had a negative impact on the process of soil erosion. After the fire the slope becomes the determinant factor for soil loss.

Keyword: Fire, Water Erosion, Soil Loss, Geographic Information System, Slope.

INTRODUÇÃO

De entre as inúmeras catástrofes naturais a que Portugal está geograficamente exposto, são os incêndios florestais, aqueles que maiores dimensões e estragos apresentam ao dizimar grandes áreas de matos, principalmente nos meses quentes. Um dos maiores incêndios ocorridos a nível nacional foi o incêndio de Tavira-São Brás de Alportel (Figura 1), ocorrido em julho de 2012. Este consumiu aproximadamente 24843 ha, em área de matos, colocando em risco as pequenas populações da serra algarvia [2].

A paisagem assolada por este incêndio localiza-se na mega unidade de paisagem das Serras do Algarve e litoral Alentejano, unidade da Serra do Caldeirão. Esta caracteriza-se por ser uma paisagem agreste com um relevo bastante acidentado onde a desertificação é cada vez mais acentuada, pelo que é considerada a sub região algarvia economicamente mais débil [1].

Ao nível da vegetação é de destacar duas espécies, o Quercus suber (sobreiro) e o Arbustos unedo (medronheiro) que formam, respetivamente, os montados e medronhais, economicamente muito viáveis, que cobrem grande parte desta paisagem. Recentemente, em áreas florestais, tem-se verificado o aumento do povoamento de Pinus pinea (pinheiro manso) e de Eucalyptus globulus (eucalipto), espécies bastantes combustíveis. Em áreas mais secas encontra-se matagais de azinheira, atualmente quase inexistentes devido às campanhas de trigo sucessivas que ocorreram em finais do seculo XIX e primeira metade do seculo XX. Estas vieram de forma muito significativa degradar a estrutura do solo que geologicamente já eram bastante sensíveis, solos esqueléticos [1].

Qualquer incêndio florestal resulta numa degradação efetiva do coberto vegetal o que provoca um acréscimo da erosão do solo, devido ao aumento do impacto das gotas da chuva e à redução da taxa de infiltração que leva ao aumento da taxa de escoamento. Este fenómeno em solos incipientes pode ter graves consequências económicas e ambientais. Tendo em conta a incipiência da estrutura dos solos da serra algarvia, solos finos e com presença de aglomerados rochosos, é fundamental estudar a erosão hídrica do solo em duas situações distintas, antes e após o incêndio. Por um lado, será possível identificar e compreender a morfologia dos locais com


293

maior potencial de erosão do solo e por outro lado quantificar as perdas de solo esperadas para estes locais.

Para a análise da erosão hídrica do solo recorreu-se a aplicação da Equação Geral da Perda de Solo. Trata-se de um modelo empírico, para o qual foram trabalhados os dados espaciais como a altimetria, litologia, precipitação e uso do solo de forma a obter os parâmetros/factores equacionados na fórmula, erosividade da chuva, erodibilidade do solo, declividade e uso do solo.

Figura 1. Área de Estudo

1. METODOLOGIA

A perda de solo foi determinada com base na equação geral da perda de solo adotado por [8]:

PCLSKRPS �� (1)

Em que, PS é a perda de solo por unidade de área (t.ha-1.ano-1); R é o fator de a erosividade da chuva (MJ.ha-1.mm.h-1.ano-1; K é o fator de erodibilidade do solo (t.ha-1)/(MJ.ha-

1.mm.h-1); LS, é fator topográfico que depende do tamanho da encosta e do valor de declive (adimensional); C é coeficiente do uso do solo (adimensional); P é o fator que relaciona a intensidade de perdas de solo com uma determinada prática conservacionista (adimensional). Neste estudo considerou-se para toda a área, P com o valor 1.

O fator R está relacionado com a energia cinética das gotas e a intensidade precipitação. Foi obtido empiricamente pela seguinte expressão, apresentada no estudo [5]:

(2)

Para o cálculo deste fator foi necessário conhecer para a área em estudo os valores, da

precipitação do mês de novembro e da precipitação anual. Foi escolhido este mês por se tratar do início do período mais chuvoso na região e pelo facto do solo estar ainda sem coberto vegetal. Foram analisadas as precipitações para um período de 72 anos e aplicando a equação anterior resultou uma constante de 65.14 MJ.ha-1.mm.h-1.ano-1.

O fator K depende da sua estrutura e composição pelo que se tornou necessário analisar o tipo de solo presente na área em estudo. Nesta área estão presentes três tipos de solos: litossolos eutricos xistos e grauvaques, cambissolos crómicos calcários e luvissolos rodocromicos cálcicos, para os quais foram consultados os valores tabelados de erodibilidade, 0.039, 0.032 e 0.034 respetivamente, disponibilizados em [6]. Por fim procedeu-se à aplicação dos coeficientes de erodibilidade à projeção espacial dos tipos de solo.

O fator topográfico LS, depende de duas variáveis do relevo que modificam a ação erosiva exercida pela água sobre os solos: o comprimento das encostas e a declividade das vertentes.


294

O cálculo do declive foi obtido a partir do modelo digital de elevações e reclassificados de acordo com [4]. O tamanho das encostas trata-se de um processo mais complexo de determinar. Por este facto, para conhecer o valor de LS foram utilizados valores tabelados de, respeitantes à investigação efetuado na bacia hidrográfica São José do estado de Espirito de Santo, Brasil [4], com características topográficas muito semelhantes à bacia hidrográfica da Ria formosa, onde se insere a zona de estudo. A Tabela I mostra os valores de LS.

Tabela I. Tabela de valores do fator topográfico Classe Descrição LS

0-3% Plano 0.863

3-8% Suave Ondulado 2.882

8-20% Ondulado 5.400

20-45% Forte ondulado 8.322

45-75% Montanhoso 11.611

>75% Escarpado 16.318

Fonte: Retirada de Jocival Luiz Domingos no estudo “Estimativa de Perda de Solo por erosão Hídrica em Bacia Hidrográfica”

A determinação do fator C baseou-se na cartografia do Corine LandCover para o ano de

2006 [3]. A atribuição do coeficiente do uso do solo foi baseada em [7] que está expressa na tabela 2. No cenário pós fogo como a área apresenta a mesma tipologia (área ardida) o coeficiente do uso do solo será único, tomando o valor de 0.5.

Tabela 2 – Tabela de valores de usos de solo

Classe de uso C

222 – Pomares 0.05 241 – Culturas temporárias e/ou pastagens associadas a culturas permanentes 0.4

242 – Sistemas culturais e parcelares complexos 0.2 243 –Agricultura com espaços naturais e semi-naturais 0.3 244 – Sistemas agro-florestais 0.3 311 – Florestas de folhosas 0.1 312 – Florestas de resinosas 0.05 313 – Florestas mistas 0.05 323 – Vegetaçao esclerofila 0.02 324 –Florestas abertas, cortes e novas plantações 0.4 Pos fogo (área ardida) 0.5

Fonte: Adaptada de Maria Teresa Pimenta, “Diretrizes para a aplicação da equação geral de perda de solos em SIG” 2. RESULTADOS

Em cenário de paisagem antes da ocorrência de fogo florestal observa-se que a estimativa

de perda de solo é fortemente condicionada pelo parâmetro uso do solo (Figura 2).


295

Figura 2. Estimativa da erosão em cenário antes da ocorrência do incêndio

Verifica-se que existe uma semelhança entre as manchas da perda de solo e as manchas

do uso do solo do Corine Landcover. Contudo, no interior das manchas é possível observar o contributo do declive para a perda dos solos. Para este cenário estima-se que as perdas de solo estejam compreendidas entre os 0.25 e 97.89 t.ha-1ano-1. Os valores mais altos pertencem a zonas de declives bastante acentuados estando relacionados a práticas agrícolas menos naturalizadas. Em condições de paisagem ardida (Figura 3), a perda de solo é fortemente condicionada pela declividade, uma vez que houve a destruição do coberto do solo.

Figura 3. Estimativa da erosão do solo em cenário pós incêndio


296

Assim para este cenário estima-se que as perdas de solo estejam compreendidas entre os

6.27 e 121.92 t.ha-1ano-1, sendo os valores mais altos relacionadas com zonas declive bastante acentuado.

3. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS

O ponto de partida para análise das perdas de solo após a ocorrência de um incêndio inicia-

se pela escolha do método de análise a utilizar. Para este estudo utilizou-se a equação geral de perda de solos aplicada a dados espaciais. A metodologia utilizada deverá ser equacionada num futuro estudo, a fim de aproximar os resultados a um cenário mais realista: recorrer a dados de campo da área de estudo, evitando o recurso a dados tabelados (ex., dados do fator topográfico); não utilizar uma cartografia de escala nacional, para evitar a generalização da informação (ex. carta litológica presente no atlas do ambiente e a cartografia do Corine LandCover); aplicar técnicas de fotointerpretação baseadas em ortofotomapas ou fotografias aéreas para classificação do uso do solo e fazer uma validação dos resultados no terreno. CONCLUSÃO

Com este estudo foi possível compreender a influência de um incêndio na erosão hídrica dos solos, i.e, conhecer os fatores que mais contribuem para o aumento da erosão do solo com base no modelo empírico da equação geral da perda de solos. Estima-se que em cenários de paisagem antes da ocorrência de incêndio, a erosão é condicionada pelo uso de solo e pela declividade dos terrenos. Em cenário de pós incêndio verifica-se que o fator que mais condiciona a erosão é a declividade dos solos, dado que o uso passa a ser único, i.e, área ardida. Estima-se que os valores mínimos de erosão aumentam em cerca de 96% (0.25 para 6.27 t.ha-1ano-1e para os valores máximos de cerca de 20% (97.89 para 121.92 t.ha-1ano-1).

Comparando os dois cenários torna-se evidente a influência negativa que um incêndio pode impor numa paisagem mediterrânica, no que toca à perda de solos. Grande parte desta paisagem é constituída por solos incipientes, onde a camada de solo ronda os 10 cm de espessura. Se esta camada for erodida dá-se a perda do banco de sementes do solo e compromete-se o desenvolvimento da vegetação natural, em áreas naturais e a perda da pouca capacidade agrícola que este tipo de solo compreende. Este facto pode a longo prazo levar à desertificação da paisagem da serra algarvia.

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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GRANDES INCÊNDIOS FLORESTAIS, EROSÃO, DEGRADAÇÃO E MEDIDAS DE RECUPERAÇÃO DOS SOLOS

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